finalitÀ, strategie e strumenti per lo sviluppo di un modello di … · 2019-03-02 · finalitÀ,...
TRANSCRIPT
4
UNIVERSITÀ DEGLI STUDI DI TRIESTE ISTITUTO UNIVERSITARIO DI ARCHITETTURA DI VENEZIA
POLITECNICO DI MILANO POLITECNICO DI TORINO
UNIVERSITÀ DEGLI STUDI DI GENOVA
DOTTORATO DI RICERCA IN INGEGNERIA DEI TRASPORTI
VII Ciclo
A.A. 1991/92- 1992/93 - 1993/94
Tesi di Dottorato
FINALITÀ, STRATEGIE E STRUMENTI PER LO SVILUPPO DI UN MODELLO DI CALCOLO DELLE EMISSIONI DEGLI
INQUINANTI DA TRAFFICO IN AMBIENTE URBANO
VOLUME II
Coordinatore: Prof. Ing. Fabio SANTORINI
Tutore: Prof. Ing. Alberto RUSSO FRAT
Candidata: l61 Dott. Ing. Cristina PRONELLO '1
Torino, febbraio 1995
VOLUME II
Premessa ............................................................................. Pag. 6
PARTE I
INQUINAMENTO ATMOSFERICO
Cap. I: LE EMISSIONI
1.1 Responsabilità globale dei trasporti all'inquinamento atmosferico ... Pag. Il
1.2 Caratteristiche delle emissioni e loro andamento ............................ Pag. 18
1.3 Percentuale delle emissioni inquinanti globali dovuta ai veicoli e motore .......................................................................................... Pag. 22
l. 4 Caratteristiche delle motorizzazione e suo andamento ..................... Pag. 24
Cap. TI: LA NORMATIVA
2.1. Quadro normativa di riferimento ................................................... Pag 28
2.2 Evoluzione storica delle normative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli ............................................................................ Pag. 30 2.2.1 La legislazione riguardante l'inquinamento da traffico
negli Stati Uniti .................................................................. Pag. 33 2.2.2 La legislazione riguardante l'inquinamento da traffico
nella CEE ........................................................................... Pag. 38 2.2.3 La legislazione riguardante l'inquinamento da traffico
in Italia ................................................................................ Pag. 56
Cap. m : LE EMISSIONI INQUINANTI DEI VEICOLI A MOTORE
3 .l Composizione dei gas di scarico dei veicoli a motore .................... Pag. 7 5
3.2 Processi di combustione e formazione degli inquinanti nei motori alternativi ...................................................................................... Pag 76 3.2.1 Il motore ad accensione comandata ..................................... Pag 77 3.2.2 Il motore Diesel .................................................................. Pag. 80
I
Cap. IV: STIMA DELLE EMISSIONI DEL TRAFFICO AUTOMOBILISTICO
4 .l Emissioni di inquinanti dei veicoli a motore ................................... Pag. 84
4.2 Modelli di simulazione per il calcolo delle emissioni prodotte da sorgenti mobili .............................................................................. Pag. 85 4.2.1 Modal Analysis Model ......................................................... Pag. 86 4.2.2 Serie di modelli Mobile ........................................................ Pag. 86 4.2.3 La metodologia CORINAIR ................................................ Pag. 88
Cap. V: METODOLOGIA DI MISURA DELLE EMISSIONI UNITARlE
5 .l Metodo standardizzato europeo .................................................... Pag. 99 5 .l. l TI banco dinamometri co ........................................................ Pag. l 00 5 .1.2 Principio di variabilità del sistema di diluizione ..................... Pag. l 00 5.1.3 Calcolo della massa inquinante rilasciata ............................... Pag. 101 5 .l. 4 Standardizzazione dei dati .................................................... Pag. l O l 5 .l. 5 Analizzatore dei gas .............................................................. Pag. l O l 5. 1. 6 Cicli di guida ........................................................................ Pag. l 02
5.2 Metodi di misura alternativi ........................................................... Pag. 104 5 .2.1 Misura delle concentrazioni allo scarico ................................ Pag. l 04 5 .2.2 Misura delle emissioni in laboratorio ..................................... Pag. l 05 5.2.3 Misure a bordo del veicolo .................................................... Pag. 108
Cap. VI: METODOLOGIA DI MISURA DELLE EMISSIONI REALI DEL PARCO AUTOMOBILISTICO FRANCESE
6 .l Cicli di guida .................................................................................. Pag. 111
6.2 Scelta dei rapporti del cambio ......................................................... Pag. 112
6.3 Campionamento dei veicoli ............................................................. Pag. 113 6.3 .l Dati di immatricolazione ....................................................... Pag. 113 6.3.2 Struttura del parco circolante ................................................ Pag. 113 6.3.3 Campionamento finale dei veicoli .......................................... Pag. 114
6. 4 Prelevamento e analisi degli inquinanti ........................................... Pag. 114
II
Cap. Vll :MODELLI MATEMATICI PER LA VALUTAZIONE PREVISIONALE DELL'INQUINAMENTO ATMOSFERICO
7 .l Modelli di simulazione dei livelli di qualità dell'aria .......................... Pag. 118 Il
7.2 Criteri per la classificazione dei modelli .......................................... Pag. 119 7 .2.1 Modelli deterministici ......................................................... Pag. 119
7 .2.1.1 Modelli Euleriani .................................................... Pag. 119 7 .2.1.2 Modelli Lagrangiani ................................................ Pag. 120
7.2.2 Modelli statistici .................................................................. Pag. 121 7.2.3 Classificazione per scala temporale ....................................... Pag. 122 7 .2.4 Classificazione per scala spaziale ......................................... Pag. 123 7.2.5 Classificazione per sorgenti di emissione .............................. Pag. 123 7.2.6 Modelli semimpirici (gaussiani) ............................................ Pag. 123
Cap. Vill: ANALISI DI MODELLI
8.1 Modello DANARO ....................................................................... Pag. 127
8.2 Modello MR.OAD-2 ...................................................................... Pag. 128
8.3 Modello ROADS ........................................................................... Pag. 128
8.4 Modello GM .................................................................................. Pag. 129
8.5 Modello HIWAY ........................................................................... Pag. 129
8.6 Modello AIRPOL-4 ....................................................................... Pag. 130
8.7 Modello ROADWAY .................................................................... Pag. 131
8.8 Modello IMl\1 ................................................................................ Pag. 132
8.9. Modello l\1ICR0-2 ......................................................................... Pag. 133
8.10 Modelli TEXIN e TEXIN-2 ........................................................... Pag. 134
8.11 Modello dello Stanford Research Institute ...................................... Pag. 134
8.12 Modello HIWAY-2 ........................................................................ Pag. 136
8.13 I Modelli C ALINE e CALINE-4 .................................................... Pag. 139
8.14 Modello CAL3QHC ...................................................................... Pag. 147
8.15 Modello MATZORAS-VAN VLIET ............................................. Pag. 149
8.16 Modello HOTMAC-RAPTAD ....................................................... Pag.153
lll
PARTE II
INQUINAMENTO ACUSTICO
INTRODUZIONE ................................................................................ Pag. 156
Cap.I: GLI INDICATORI DELLA RUMOROSITA' ............................ Pag. 160
Cap. ll: CARATTERIZZAZIONE ACUSTICA DELLA PROPAGAZIONE SONORA
2.1 Propagazione acustica di sorgenti elementari ................................... Pag. 162
2.2 Fattori che influenzano la propagazione acustica ............................. Pag. 164
Cap. ID: QUADRO NORMATIVO DI RIFERIMENTO ...................... Pag. 168
Cap. IV: MODELLI DI PREVISIONE DEL RUMORE
4 .l Metodi manuali ................................................................................ Pag. 17 4
4.2 Modelli fisici in scala ........................................................................ Pag. 193
4.3 Modelli automatici ........................................................................... Pag. 194
Cap. V : CONCLUSIONI ...................................................................... Pag. 204
IV
Premessa
PREMESSA
Il presente volume rappresenta il frutto di un'intensa attività di ricerca bibliografica tesa
all'approfondimento delle tematiche relative all'inquinamento da traffico.
In particolare il volume è diviso in due sezioni: la prima tratta il tema dell'inquinamento
atmosferico, la seconda di quello acustico.
Maggior spazio ed impegno è stato dedicato al primo dei due argomenti in quanto rappresenta
l'aspetto di principale interesse del presente lavoro.
Quest'ultimo è stato suddiviso in quattro macroargomenti:
1- il contributo dei trasporti all'inquinamento atmosferico;
2- il quadro normativa relativo alle emissioni;
3- le emissioni ed i relativi modelli di calcolo;
4- il fenomeno della diffusione degli inquinanti ed i relativi modelli.
Per quanto riguarda la prima parte di ricerca sono stati analizzati gli inquinanti principali
prodotti dal settore dei trasporti ed è stato studiato il contributo di quest'ultimo
all'inquinamento atmosferico complessivo.
Precisamente sono state individuate cinque sostanze note come "inquinanti" primari: ossido di
carbonio, ossidi di azoto, idrocarburi, ossidi di zolfo e particelle, responsabili di più del 90%
dell'inquinamento atmosferico. Queste sono prodotte dalle centrali termiche, dal riscaldamento
domestico, dai trasporti e dai processi industriali.
Studi condotti in diversi paesi hanno fissato le percentuali dei diversi inquinanti attribuibili ai
trasporti e, pur essendoci una certa disparità dei dati dovuta alle diverse caratteristiche dei vari
paesi, tutti concordano nell'affermare che i trasporti sono i maggiori responsabili dell'emissione
di CO (70-90%) ed in generale sono la principale fonte di inquinamento atmosferico.
Inoltre sono stati fatti alcuni tentativi per cercare di valutare gli inquinanti anche dal punto di
vista della loro dannosità o pericolosità. Ciò è stato fatto assegnando dei valori specifici a
ciascuno di essi. Questi ultimi sono tanto più elevati quanto maggiore è l'effetto di un
inquinante sull'ambiente.
Con questo procedimento, i trasporti si collocano al terzo posto tra le fonti inquinanti mentre
le sorgenti fisse di combustione sono al primo posto.
l
Premessa
L'aspetto normativa riguardante l'inquinamento atmosferico è stato a:f:frontato prendendo in
considerazione le normative per le autovetture e per i veicoli commerciali in termini di limiti
alle emissioni degli inquinanti nei gas di scarico.
In seguito si è fatta una rassegna delle normative di diversi paesi circa i limiti di tollerabilità
degli inquinanti nell'aria.
Gli Stati Uniti, con il Giappone, sono stati i primi ad affiontare il problema dell'inquinamento
provocato dal traffico veicolare anche perchè hanno visto anzitempo il sorgere di grandi
agglomerati urbani e l'aumento consistente dei veicoli circolanti. Le prime norme a tutela della
qualità dell'aria risalgono infatti agli inizi degli anni '60 mentre si devono aspettare gli anni '70
per assistere alle prime leggi sul tema in Europa.
Negli Stati Uniti gli organismi che si occupano della tutela dell'ambiente e della salute sono
l'EPA (Environmental Protection Agency) ed il CARB (California Air Resources Board) ed il
primo atto legislativo, a livello nazionale, fu il Clean Air Act (CAA) dell968 che compendiò,
in un'unica legge, il problema dello sviluppo e della conservazione dell'ambiente.
Tale Atto fu seguito negli anni successivi da diversi "Amendements" fino a quello del 1990,
firmato dal presidente Bush, che si propone molteplici obiettivi circa l'uso di combustibili puliti,
l'imposizione di standard per le flotte di veicoli e di programmi pilota attuabili associando, nel
modo più conveniente economicamente, l'utilizzo di combustibili e nuove tecnologie.
A livello europeo, invece, operano la Comunità Economica (CEE) che, dal 1971, emana
Direttive e Regolamenti circa le emissioni dei veicoli ed i combustibili da impiegare.
In Italia la normativa riguardante l'inquinamento atmosferico è stata fino ad ora fondata sulla
legge 13/07/1966 n° 615 e sui relativi regolamenti di attuazione dell970-71.
Il recepimento nel nostro paese delle direttive comunitarie è stato lento e difficoltoso e non è
stato ancora terminato.
Inoltre ancora molti sono i passi da compiere per avere una normativa efficiente in materia e
tra i problemi ancora da risolvere si annoverano quelli del controllo e del rilevamento degli
inquinanti e delle relative competenze. E' fortemente sentita l'esigenza di una nuova legge
quadro che sostituisca la legge 615/66, non più in vigore, e riordini e colmi le lacune, in modo
definitivo, nella normativa di settore.
Per valutare l'impatto prodotto dalle nuove regolamentazioni sono stati mess1 a punto
strumenti previsionali sull'evoluzione dell'inquinamento prodotto dalle sorgenti mobili, in grado
di dare un supporto concreto per la migliore definizione degli interventi legislativi.
La seconda parte è tesa ali' approfondimento delle emissioni provenienti dai veicoli a motore.
2
Premessa
Dapprima viene analizzata la composizione dei gas di scarico di questi ultimi e viene studiati il
processo di combustione e di formazione degli inquinanti ali' interno del motore dei veicoli ad
accensione comandata e diesel. Viene poi aflfontato il discorso modellistico ed analizzate le
procedure per stimare le emissioni dei veicoli fenni, in accelerazione ed in decelerazione e per
la valutazione previsionale delle emissioni globali delle sorgenti mobili.
Riguardo ai modelli di valutazione delle emissioni, l'Agenzia di Protezione Ambientale
americana, l'EPA (Environmental Protection Agency), ha sviluppato due generi di modelli:
- Modal Analysis Model
- la serie di modelli MOBILE.
Questi usano i dati raccolti da test dinamometrici dei veicoli operanti sotto cicli di guida
standardizzati.
Infine vengono trattati i diversi metodi di misura delle emissioni, sia in laboratorio che "in situ"
facendo riferimento, in particolare, alle misure sperimentali condotte in Francia dall'INRETS.
La terza parte è orientata all'individuazione ed analisi dei modelli di dispersione per la
valutazione della diffusione degli inquinanti nell'atmosfera.
Mentre i modelli di emissione consentono di prevedere l'andamento del carico inquinante
immesso nell'atmosfera quelli di diffusione permettono la valutazione della qualità dell'aria in
funzione delle variazioni dei carichi stessi.
L'affidabilità dei risultati dipende dall'accuratezza e dalla reperibilità dei dati statistici sulla
composizione del parco veicoli circolante e dei relativi fattori di emissione, nonchè
dall'affidabilità dei dati climatici micro e macro della zona in esame e dei dati di carico
inquinante.
Circa i modelli di valutazione della qualità dell'aria, questi sorsero nei primi anni '70, in
America, in seguito all'approvazione dell'Atto di Polizia Ambientale Nazionale (National
Environmental Policy Act) che richiedeva la valutazione di impatto ambientale prima della
costruzione di nuove autostrade parzialmente finanziate da fondi federali.
Tra i primi modelli sviluppati negli anni '70 ve ne sono alcuni di tipo gaussiano ed altri
numerici, i quali forniscono risultati più modesti rispetto ai primi.
Tra questi ultimi, DANARD, MROAD-2 e ROADS, applicabili a grandi arterie stradali, sono
modelli Euleriani bidimensionali che risolvono in modo numerico l'equazione della
conservazione della massa.
3
Premessa
Tali modelli sono stati superati da quelli gaussiani che hanno fornito una maggiore accuratezza
delle previsioni delle concentrazioni misurate.
Tra questi possiamo citare i modelli GM, IDWAY, IDWAY-2, AIR.POL-4, CALINE-2,
CALINE-3 e CALINE-4 che riguardano grandi arterie stradali.
Modelli di valutazione della qualità dell'aria alle intersezioni sono invece: IMM, MICR0-2,
TEXIN, TEXIN-2, CALINE-4, il modello dello Stanford Research Institute e CAL3QHC.
Recentemente è stato messo a punto un modello di dispersione che costituisce un ulteriore
affinamento dei metodi di calcolo della dispersione degli inquinanti nell'atmosfera e che
comprende due componenti:
- il modello meteorologico HOTMAC
- il modello di trasporto e diffusione lagrangiano RAPT AD.
Questi ultimi sono applicabili nei casi di scarichi dove la complessità del terreno rende dubbi i
risultati dei modelli convenzionali.
E' stato inoltre individuato un modello di inquinamento da traffico stradale, basato sulle
caratteristiche del flusso interrotto e sul controllo degli incroci, sviluppato all'Institute for
Transport Studi es, University of Leeds, Gran Bretagna, da Dirk V an Vliet e da Athanasios
Matzoros.
Quest'ultimo prevede le emissioni e le concentrazioni di inquinanti provenienti da una rete
stradale urbana e tratta diverse problematiche:
- la formazione e la dissipazione di code;
- le diverse caratteristiche delle code a seconda del tipo di incrocio: segnali, precedenza e
rotonde;
- quattro modi operativi del veicolo: crociera, decelerazione, coda ed accelerazione, con
quantità di emissioni disaggregate per modo operativo;
- modello di dispersione gaussiano che tratta gli effetti dei movimenti dei veicoli sulla
dispersione dei loro gas esausti.
Tale modello è affiancato da un programma di traffico, SATURN, che fornisce i dati di traffico
e la geometria della rete.
Il modello completo lavora come un'unità che prevede le concentrazioni degli inquinanti
provenienti da una rete stradale in ogni punto ricettore.
Gli inquinanti presi in considerazione sono CO, HC, NOx e piombo; poichè il modello di
dispersione è gaussiano, esso non può modellizzare le concentrazioni fotochimiche di NOx a
lungo termine.
Il programma è scritto in F ortan 77 ed è operativo anche se è ancora al suo stadio iniziale.
4
Premessa
Questa analisi ha portato a riflettere sul campo di applicazione dei modelli e sulla validità ed
affidabilità dei risultati.
Si ravvisa, infatti, che l'ambito di studio di un modello è sempre molto ristretto: una particolare
tipologia di incrocio, un tratto autostradale, ecc., a causa della difficoltà di dare una
schematizzazione della realtà e delle molteplici variabili che concorrono alla sua formazione.
Un altro problema dei modelli è l'affidabilità e validità dei risultati.
Infatti la sicurezza nelle previsioni dei modelli è fondamentale a causa del costo elevato
dell'attuazione di decisioni politiche basate su questi ed a causa dell'importanza della salute e
degli altri effetti che sono influenzati dall'attuazione di queste politiche.
Gli studi di valutazione dei modelli dovrebbero determinare e quantificare le ragioni delle
differenze tra le previsioni e le osservazioni, sebbene questo sia spesso inattuabile od
impossibile a causa dell'incertezza dei dati di input.
Ci sono tre ragioni per cui le previsioni del modello non sono in accordo con le osservazioni:
- errore nella modellizzazione;
- errore di misura;
-incertezza inerente alla formulazione del modello.
Gli errori di modellizzazione nascono da dati di input specificati in maniera scorretta o da
problemi di formulazione del modello dovuti sia alla mancanza di una conoscenza dettagliata
della chimica e fisica di base che alle semplificazioni richieste per rendere il problema trattabile
dal punto di vista dei calcoli.
Le incertezze insite, inoltre, esistono perchè i valori di concentrazione misurati in un punto
singolo nello spazio sono in parte determinati da un processo sto casti co (diffusione turbolenta)
e sono confrontati con un valore previsto in modo deterministico per una grande quantità
media. Ciò rimarrà anche se le previsioni del modello e le misure sono prive di errori.
La seconda sezione, relativa all'inquinamento acustico, analizza le diverse fonti di rumorosità
ambientale ponendo il rumore da traffico stradale al primo posto fra le cause di disturbo
acustico.
Vengono in seguito individuati gli indicatori della rumorosità dei quali il più usato è il livello
equivalente (Leq) e definita la caratterizzazione acustica della propagazione sonora ed i diversi
tipi di sorgente di rumore.
La materia legislativa riguardante il rumore viene a.ffrontata fornendo una rassegna delle norme
emanate sia in Italia che all'estero e delle norme ISO che operano a livello internazionale.
5
Premessa
Per valutare l'impatto sonoro provocato sul territorio dal traffico veicolare possono essere
usati diversi metodi classificabili in tre gruppi fondamentali:
- metodi manuali basati su abachi, tabelle o equazioni analitiche semplici; sono applicabili a
situazioni morfologiche semplici e presentano dei limiti circa la variabilità dei dati di ingresso
del calcolo;
- simulazioni su modelli fisici in scala, consentono di riprodurre con elevato grado di dettaglio
complesse situazioni territoriali, ma con elevati costi, tempi e risorse;
- simulazioni numeriche tramite codici di calcolo automatico, permettono di superare i limiti di
macro-analisi dei metodi manuali senza incorrere negli elevati costi e tempi delle simulazioni
su modelli fisici.
La bontà del risultato dipende dalla complessità del modello usato e dalla capacità di memoria
e di calcolo dell'elaboratore in dotazione.
I metodi ed i programmi citati sono stati messi a punto da Istituti di Ricerca di diverse nazioni
europee ed extraeuropee, sulla base di misure sperimentali ottenute in seguito a campagne di
rilievi effettuate nell'ambito delle tipiche realtà di traffico esistenti nelle singole nazioni.
Anche in Italia sono stati sviluppati alcuni di questi metodi e condotti interessanti esperimenti,
soprattutto in aree urbane.
Ciononostante non si è ancora riusciti ad ottenere una procedura di calcolo unificata ed
applicabile nella gran parte delle diverse situazioni ambientali.
Ciò è dovuto alla estrema variabilità, nonchè numerosità, delle situazioni reali con cui si ha a
che fare. E' difficile pensare di inglobare in un unico modello matematico tutte le variabili che si
presentano in natura, ma soprattutto di codificarne il comportamento affinchè sia applicabile in
casi generali.
I modelli matematici, infatti, sono soltanto approssimazioni con cui si tenta di simulare i
processi dinamici ambientali, la cui complessità è tale da rendeme difficile la rappresentazione
nei minimi particolari.
Per il momento la risposta degli studiosi è rivolta alla ricerca di metodologie che forniscano
risultati con un buon grado di precisione, ma limitate ad ambiti ristretti.
Inoltre una delle condizioni maggiormente discriminanti è quella del Paese in cui viene
sviluppato il modello perchè le analisi vengono condotte per condizioni geografiche e veicolari
locali e perciò non applicabili a diverse realtà territoriali.
6
I PARTE
INQUINAMENTO ATMOSFERICO
INTRODUZIONE
Per inquinamento atmosferico si intende la presenza nell'aria di sostanze estranee alla sua normale composizione che determina, quando la concentrazione di tali sostanze supera un determinato livello, effetti pregiudizievoli alla salute ed al benessere delle persone, agli animali ed alle cose.
L'introduzione in atmosfera di sostanze inquinanti deriva da attività naturali ed antropiche tra cui sono di particolare interesse le sorgenti fisse per usi industriali e civili e le sorgenti mobili (i mezzi di trasporto).
Tali sostanze possono essere suddivise in due gruppi: - inquinanti primari emessi direttamente in atmosfera da varie fonti naturali e dovute alle
attività umane; - inquinanti secondari ottenuti da reazione di altre sostanze nell'atmosfera.
Le sostanze emesse allo scarico degli autoveicoli, argomento del presente studio, sono essenzialmente: - ossido di carbonio (CO): gas nocivo prodotto dalla combustione incompleta delle sostanze
contenenti carbonio; il suo tenore diminuisce in funzione dell'aumento di ossigeno in eccesso presente nella combustione. I motori diesel emettono quantità inferiori di ossido di carbonio rispetto a quelli a benzina;
- idrocarburi in combusti (HC): derivano da fenomeni di combustione incompleta e dallo spegnimento della fiamma ad opera delle parti più fredde della camera di combustione;
- ossidi di azoto (NOx): sono prodotti dalla reazione aria-combustibile ed aumentano in funzione della temperatura di picco nel processo termodinamico;
- ossidi di zolfo (SOx) e composti di piombo: i primi sono conseguenza delle impurità già contenute nel greggio di origine mentre i secondi derivano dai prodotti antidetonanti usati per aumentare il numero di ottani della benzina;
- p articolato: complesso di particelle solide di dimensioni microscopiche presenti in ogni forma di combustione e costituito da agglomerati carbonici imbibiti di idrocarburi pesanti incombusti e sottoprodotti della combustione.
Tali emissioni inquinanti costituiscono circa il 2-3o/o del totale emesso allo scarico (percentuale destinata a ridursi dell'80-90% con l'introduzione delle nuove normative CEE}, essendo i gas di scarico costituiti principalmente da azoto, vapor acqueo ed anidride carbonica.
8
Inoltre mentre il traffico può essere considerato la fonte principale delle concentrazioni di CO in atmosfera, all'inquinamento da NO, N02 ed idrocarburi concorrono in maniera sostanziale altre sorgenti di emissione (impianti termici, impianti industriali, centrali termoelettriche, etc.).
Risulta infatti piuttosto difficile imputare alle principali sorgenti di inquinamento una percentuale precisa di responsabilità globale.
9
CAPITOLO I
LE EMISSIONI
Introduzione
Le principali sorgenti di inquinamento dell'aria sono: - centrali termiche - riscaldamento domestico -trasporti - processi industriali.
Gli inquinanti vengono in genere distinti tra primari e secondari:
Le Emissioni
- gli inquinanti primari sono presenti nelle immissioni ed intervengono direttamente sulla salute umana;
- gli inquinanti secondari sono frutto di reazioni tra i primari o tra i primari ed i componenti naturali dell'atmosfera.
Gli inquinanti primari sono: - il monossido di carbonio, CO - il monossido di azoto, NO - gli idrocarburi, HC - il biossido di zolfo, so2 - i particolati. I gradi di pericolosita e tossicita di tali inquinanti sono diversi tra loro ed inoltre bisogna tenere conto di altri fattori che concorrono al fenomeno dell'inquinamento atmosferico quali i tempi di persistenza nell'atmosfera ed il conseguente accumulo, la rimozione naturale, ecc. In tabella 1.1 sono riassunti i deversi inquinanti ed indicate le maggiori sorgenti di origine antropica e naturale, i tempi di persistenza, le possibili reazioni che consentono la rimozione naturale. Si può notare che gran parte degli inquinanti permangono nell'atmosfera solo pochi giorni, ad eccezione dei composti carboniosi, C02, CO, e HC, che possono rimanere alcuni anni.
1.1 Responsabilità globale dei trasporti all'inquinamento atmosferico
La determinazione dell'inventario delle emissioni presenta notevoli difficolta; risulta difficile, infatti, assegnare alle principali sorgenti di inquinamento una percentuale precisa di responsabilità globale.
In alcune regioni degli Stati uniti, i veicoli a motore contribuiscono in maniera significativa all'inventario delle emissioni, particolarmente nelle aree urbane. In tabella 1.2 sono evidenziati i contributi relativi di varie sorgenti di emissioni all'inventario totale di cinque inquinanti per l'intero paese e per due aree metropolitane (Los Angeles e N ew Y ork).
11
Responsabilità globale dei trasporti all'inquinamento atmosferico
Inquinante Sorgente Sorgente Emissione Tempo Rimozione antropica naturale antropica di persis. naturale
o/o
s~ Combustione Vulcani -100 4 giorni ossidazione in so4 e rimozione da parte della pioggia
H2S Trattamento Vulcani 3 2 giorni ossidazione in so2 fanghi indust. Azione biolog.
NOx Combustibile Azione batterica 0,5 5 giorni ossida in N03 ad alta temp. nel suolo
NH3 Trattamento Decomposizione 0,3 7 giorni reazione con S02 per rifiuti biologica formare CN"H4hS04
co2 Combustione Respirazione 1,4 2-4 anni fotosintesi, oceani Decomposizione Oceani
co Combustione Incendi di foreste 79 < 3 anni nessuna prova Oceani
HC Combustione Processi 7,6 3 anni reazione fotochimica Industria chim. biologici conNO-H20
T ab. l. l - Sorgenti, tempi di persistenza, rimozioni
Nelle aree urbane, le emissioni veicolari dominano l'inventario del monossido di carbonio e possono contribuire fino al 50% ed oltre degli ossidi di azoto e degli idrocarburi. Bisogna inoltre ricordare che gran parte delle persone nelle societa industrializzate passano piu tempo all'interno degli edifici che non all'esterno ed il contributo dei veicoli a motore all'inquinamento interno non é stato adeguatamente caratterizzato. Inoltre é importante sottolineare due aspetti: - il primo, che i componenti organici volatili ed il particolato sospeso rappresentano una vasta
categoria che include molti componenti individuali di diversa importanza tossicologica, perciò la tab. 1.2 non può ritrarre adeguatamente l'impatto relativo di queste sorgenti di emissioni sulla salute umana;
- il secondo, che i dati confrontabili non sono disponibili per le emissioni non regolamentate che includono molti componenti di possibile interesse tossicologico.
12
, Le Emissioni
Stati Uniti 1984<1>: 106 tonnellate /anno(%)
Sorgente composti totale monossido ossidi di orgamct parti colato ossidi di di carbonio azoto volatili sospeso zolfo
Trasporti<2> 48,5 (69) 8,7 (44) 7,2 (33) 1,3 (19) 0,9 (4) Consumo di carburante<3> 8,3 (12) 10,1 (51) 2,6 (12) 2,0 (29) 17,3 (81) Processihldusbiali 4,9 (7) 0,6 (3) 8,4 (39) 2,5 (36) 3, l (15) Eliminazione dei rifiuti solidi 1,9 (3) O, l (l) 0,6 (3) 0,3 (4) o Altre 6,3 (9) 0,2 (l) 0,9 (13) 0,9 (13) o
Città di Los Angeles 1981<4>: 106 tonnellate/anno(%)
Trasporti<2> 3.859 (92) 399 (62) 406 (44) 431 (59) 57 (26) Consumo di carburante<3> 45 (l) 193 (30) 27 (3) 20 (3) 64 (29) Processi industriali 110 (3) 48 (7) 223 (24) 31 (4) 97 (44) Eliminazione dei rifiuti solidi 116 (3) 2 (l) 39 (4) 16 (2) o Altre 76 (2) l (l) 239 (26) 235 (32) o
New Jersey-New York-Connecticut 1981<4>: 103 tonn./anno (%)
Trasporti<2> 4.248 (94) 349 (58) Consumo di carburante<3> 91 (2) 229 (38) Processi hldustriali 26 (l) 9 (2) Eliminazione dei rifiuti solidi 125 (3) 10 (2) Altre 24 (l) l (l)
(l): Fonte U.S. Environmental Protection Agency (1986). (2): Include veicoli a motore, treni, aeri, navi.
397 (38) 361 (53) 26 (2) 42 (6)
276 (27) 194 (29) 31 (3) 41 (6)
311 (30) 39 (6)
(3) :Include sorgenti fisse quali: residenze, generatori elettrici, industrie, istituzioni commerciali. (4) :Fonte U.S. Environmental Protection Agency (1984).
50 (12) 315 (75) 47 (11)
7 (2) o
T ab. 1.2- Contributo relativo di diverse sorgenti alle emissioni di inquinanti regolamentati
Perciò, anche se i veicoli a motore emettono numerose specie chimiche nell'ambiente, non si può determinare, con le basi dati attuali, il contributo relativo delle sorgenti mobili ai rischi sulla salute della nostra societa.
Componenti dei rischi Gli inquinanti ed i loro derivati causano un danno interagendo e danneggiando molecole cruciali per i processi biochimici o fisiologici del corpo umano. La figura 1.1 illustra il percorso dalle sorgenti inquinanti agli effetti tossici.
13
Responsabilità globale dei trasporti all'inquinamento atmosferico
Ovviamente é difficile collegare uno specifico inquinante ad un particolare effetto sulla salute finché non si comprendono i processi intermedi. Il rischio di un danno tossico derivante da una sostanza dipende da tre fattori: - le proprieta chimiche e fisiche delle sostanze; -la dose della stessa che raggiunge i siti di tessuto critico; - la risposta di questi siti biologici alla sostanza. I gas esausti provenienti dal tubo di scappamento dei veicoli rappresentano una miscela complessa che contiene centinaia di sostanze chimiche sia sotto forma di gas che di aerosol solidi o liquidi. La composizione di tale miscela dipende dal carburante, dal tipo e dalle condizioni operative del motore e dagli effetti dei dispositivi di controllo delle emissioni. Al momento del rilascio, le sostanze emesse vengono trasformate da complesse reazioni chimiche ed atmosferiche. Gli inquinanti trasportati dall'aria, perci6, sono costituiti dalle emissioni primarie allo scarico (per esempio, monossido di carbonio, ossido di azoto) e da nuove specie chimiche derivanti dal risultato delle reazioni atmosferiche (per esempio biossido di azoto, ozono). Inoltre, la composizione chimica é dinamica: l'aria che respiriamo oggi é diversa da quella di dieci anni fa. Perci6 un gruppo che cambia deve essere riconosciuto in ogni valutazione di effetti cronici sulla salute. La forma fisica dei contaminanti aerei influenzera la loro distribuzione sia in atmosfera che nei tessuti biologici. Non appena le emissioni si raffreddano, i vapori sono assorbiti sulle particelle o condensati in goccioline e le particelle fini e le goccioline si riuniscono in elementi di dimensioni maggiori. Al momento dell'inspirazione, la distribuzione del tessuto regionale dei gas o degli aerosol dipende da proprieta fisiche quali le dimensioni e la solubilita. Inoltre, la deposizione, il metabolismo e la liberazione dei composti organici volatili sono fortemente alterati se sono adsorbiti su particelle respirabili. Una eventuale dose, perci6, é intimamente associata con le proprieta fisiche dei contaminanti aere1. Poiché la struttura chimica e le caratteristiche fisiche sono importanti fattori determinanti della tossicit8., é essenziale una migliore comprensione di queste proprieta. Sono stati individuati tumori nasali, ma non bronchiali, su topi sottoposti ad una prolungata esposizione alla formaldeide che, a causa della sua solubilita, é adsorbita nella cavita nasale. Inoltre, alcuni composti hanno proprieta simili, ma diversi effetti biologici. L'ozono ed il biossido di azoto sono ossidanti, ma solo quest'ultjmo produce l'enfisema negli animali in laboratorio. Altri fattori non ancora edentificati devono influenzare il risultato.
14
Fuel Engine
characteristic Emission controls
Mobile source
ernissions
Sinks
GENETICAND ENVIRONMENT AL MODIFIER
Detoxification
Other sources
Metabolism
Cellular and molecular cascade
Le Emissioni
~ ~
Exposure
Fig. 1.1 - Diagramma di flusso delle sorgenti inquinanti agli effetti tossici (R. R. Bates, A. Y. Watson, 1988)
A causa delle condizioni metereologiche le sostanze inquinanti possono essere rimosse dalla pioggia o per deposizione secca sulla superficie del suolo. Sostanze altamente reattive possono essere trasformate o rimosse in pochi minuti, quelle stabili possono persistere per anni. Le condizioni metereologiche e la struttura fisica possono influenzare profondamente le
15
Respon3t1bilità globale dei trasporti all'inquinamento atmosferico
concentrazioni atmosferiche degli inquinanti. Ciò significa che l'esposizione individuale é determinata dalla posizione occupata da una persona rispetto alle sorgenti emissive come anche dalle modalita di trasporto atmosferico, dalla trasformazione e dalla diluizione. Gli inquinanti trasportati dall'aria che sono inspirati possono depositarsi sulle superfici dell'apparato respiratorio. Il materiale depositato insolubile é trasportato (sia all'interno che all'esterno delle cellule) verso la faringe dall'azione muco-ciliare e poi inghiottito. In alternativa le particelle possono essere isolate per lunghi periodi all'interno del tessuto polmonare o nei gangli linfatici adiacenti. Le sostanze chimiche inalate che si dissolvono all'interno delle parti fluide del corpo possono passare dall'apparato respiratorio al flusso sanguigno e circolare per il corpo. Il risultato é che gli inquinanti possono intaccare gli organi extrapolmonari; inoltre possono anche essere trasformati chimicamente, all'interno del corpo, da enzimi metabolici. Il fegato é particolarmente attivo nel metabolismo delle sostanze chimiche estranee, ma anche i polmoni e gli altri organi hanno tale capacita. In generale, il metabolismo facilita l'escrezione degli inquinanti dal corpo e cosi riduce i livelli delle sostanze inquinanti nei tessuti corporei. Inoltre il potenziale tossico di alcuni composti progenitori può essere ridotto dalla conversione metabolica. Paradossalmente però il metabolismo può anche generare prodotti di maggiore tossicita. n bilancio tra i processi metabolici che accrescono la tossicitci, che ne consentono la diminuzione o che ne favoriscono l'eliminazione é un fattore importante nella sensitivita di un individuo alle sostanze chimiche tossiche.
La definizione di "dose" può variare molto; può essere basata sulle concentrazioni di inquinanti inspirati in ogni punto dove si depositano sulla superficie dell'apparato respiratorio oppure sulle concentrazioni di materiale reattivo in siti definiti dove si verifica il danno. Quest'ultima é la definizione migliore di dose e la piu difficile da determinare. Le misure dose-effetto richiedono l'identificazione delle zone danneggiate mediante la comprensione del meccanismo per il quale il materiale tossico produce danno e la conoscenza dei materiali reattivi responsabili della tossicita. Tali informazioni possono essere ottenute dagli esperimenti condotti in laboratorio sugli animali e talvolta sugli stessi esseri umani. Per propositi piu pratici é necessario correlare delle misure surrogate dei luoghi in cui si verifica la relazione dose-effetto. Ciò accade se si analizzano i tessuti corporei come il sangue o l'apparato respiratorio. In alternativa può essere fatta una misura dell'esposizione od anche della concentrazione atmosferica. Quando questo tipo di misure é inadeguato per alcune applicazioni, vengono utilizzati modelli matematici che forniscono la relazione tra esposizione e dose.
16
Le Emissioni
I modelli dosimetrici che correlano la dose tra gli animali di laboratorio e gli esseri umani ampliano l'utilizzo delle misure "surrogate". Queste ultime, relative alla dose, sono comunemente usate in studi sperimentali ed epidemiologici.
Le ricerche epidemiologiche sugli effetti sulla salute degli inquinanti spesso esaminano la relazione tra la salute delle persone che vivono in una comunita e la concentrazione di sostanze. inquinanti di alcuni siti di monitoraggio stazionari all'interno della comunita. Le persone studiate non sono raccolte intorno alle stazioni di monitoraggio , ma sono presenti in modo diffuso sul territorio, sia all'esterno come all'interno delle abitazioni. Poiché misure piu localizzate dei livelli di esposizione dei soggetti sarebbero troppo costose, pur fornendo dati piu precisi, si utilizzano i modelli matematici di dispersione e trasformazione degli inquinanti per avere stime migliori dell'esposizione. Per comprendere quantitativamente quanto affermato sui rischi tossicologici degli inquinanti, pare interessante citare uno studio dell'EP A, risalente al 1976, che riportava le maggiori fonti di inquinamento e le quantità, espresse in milioni di tonnellate, di ciascun inquinante prodotte in un anno (1976) negli USA (tab. 1.3). Secondo questi dati, i mezzi di trasporto sono la maggiore fonte di inquinamento atmosferico. A questa conclusione si perviene considerando semplicemente il valore di 119, O milioni di tonnellate di inquinanti totali prodotti annualmente dai mezzi di· trasporto e confrontandoli con i totali delle altre sorgenti. L'ossido di carbonio costituisce da solo il maggiore inquinante, con una quantità espressa in tonnellate quasi pari a quella di tutti gli altri inquinanti messi insieme. Così ossido di carbonio e mezzi di trasporto sono spesso i primi elementi cui si fa riferimento quando si parla di inquinamento atmosferico.
La valutazione degli inquinanti e delle fonti di inquinamento fatte solamente in termini di peso non tiene conto della dannosità o pericolosità dei singoli inquinanti. Sono stati fatti alcuni tentativi al fine di prendere in considerazione tale fatto assegnando, anche se solo in via qualitativa, dei fattori specifici a ciascun inquinante. Quanto maggiore è l'effetto di un inquinante sull'ambiente, tanto più elevato è il fattore specifico ad esso assegnato. Si ottengono così dei valori tarati. Nella tabella 1.4 sono riportati i fattori specifici usati in una di queste ricerche e basati su standard di qualità proposti per l'aria della California. In questo caso il fattore specifico considerato è il grado di tossicità di ciascun inquinante. Applicando i fattori specifici della tabella 1.4 ai dati della tabella 1.3, la quantità di ogni inquinante viene moltiplicata per il relativo fattore specifico. Il risultato è una quantità di inquinante tarata, usata per giungere ad una somma totale per ogni inquinante e fonte di inquinamento. La tabella l. 5 fornisce i valori "tarati" di inquinanti. Tutti i valori sono dati in percentuale del totale.
17
Caratteristiche delle emissioni e loro andamento
Le conclusioni basate sulla quantità tarata sono differenti da quelle basate solo sulle quantità totali di inquinanti. I trasporti passano al terzo posto tra le fonti inquinanti mentre le sorgenti fisse di combustione passano al primo posto.
Anche se queste considerazioni debbono essere considerate solo qualitative esse dimostrano che il problema dell'inquinamento deve essere a.ffi"ontato in modo integrato.
Peso di inquinante prodotto Peso tot. Fonte inquinante co NOx HC SOx P articolato inquin. %
Trasporti 93,8 10,2 12,9 0,9 1,2 119 57
Centrali termiche 1,3 13,7 1,6 24,2 5,1 45,9 19 e di riscaldamento domestico
Processi industriali 8,5 0,8 10,1 5,1 6,7 31,2 15
Smaltimento 3,5 0,2 0,9 0,1 0,6 5,3 2 rifiuti solidi
Varie 6,6 0,2 6,3 0,1 l 14,2 7
Peso totale di ogni 113,7 25,1 31,8 30,4 14,6 215,6 100 inquinante prodotto
Fonte: Calculated Natlonal Emtsston Estunated - EP A, USA
T ab. 1.3 - Fonti inquinanti primarie e quantità (milioni di tonnellate/anno) 1976
1.2 Caratteristiche delle emissioni e loro andamento
Gli inquinanti, gas, aerosol e particelle, che contaminano l'atmosfera si possono dividere in due categorie: l) inquinanti "convenzionali" che includono i costituenti dannosi delle emissioni veicolari:
-ossido di carbonio (CO) - ossidi di azoto (N Ox) - idrocarburi non metani (NMHC) - ossidi di zolfo (SOx) - particelle - piombo (Pb ). 2) inquinanti che contribuiscono all'effetto serra quali C02, CH4, N20 e clorofluorocarburi
CFC.
18
Le Emissioni
Alcuni tra i primi, come HC, NOx e CO contribuiscono indirettamente all'inquinamento che crea l'effetto serra.
Livelli di tolleranza Tossicità Inquinante co NOx relativa
ppm micro-Wm3 (fatt. spec.)
co 93,8 10,2 119
HC 1,3 13,7 45,9
SOx
NOx 8,5 0,8 31,2
Parti colato 3,5 0,2 5,3
Fonte: Journal ofthe Air Pollution Contro! Association, 20, 658, 1970
Tab. 1.4 - Fattori specifici degli inquinanti
Fonte inquinante co NOx HC SO x P articolato TOTALE o/o % Ofo % o/o %
Trasporti 6 6 2 l 5 20
Centrali termiche o 9 o 17 18 44 e di riscaldamento domestico
Processi industriali l l l 4 22 29
Smaltimento o o o o 2 2 rifiuti solidi
Varie o o l o 4 5
TOTALE 7 16 4 22 51 100 .. Fonte: Trends m Combustton Technology tn Relation to health risk. Ltvmg m a cheiDlcal World,
vol. 354 of the Annals of the New York Accademy of Sciences, June 30, 1988
T ab. 1.5 - Contributo percentuale all'inquinamento da parte dei processi di combustione applicando i fattori specifici di tossicità
Queste emissioni hanno impatti significativi sulla salute e sul benessere e possono essere disaggregate a tre livelli: -locale, riguardante la qualita dell'aria urbana e gli impatti correlati alla salute ed al benessere;
19
Caratteristiche delle emissioni e loro andamento
- regionale, riguardante la perdita di benessere dovuta alla deposizione acida ed all'ozono della tropo sfera;
-globale, correlato alla crescita dei gas "serra" con implicazioni nel riscaldamento globale e nella distruzione dello strato protettivo di ozono.
I veicoli a motore nel settore dei trasporti, contribuiscono per la maggior parte alle emissioni di gas serra e convenzionali e sono responsabili per la gran parte delle emissioni di piombo, CO e NMHC e di una percentuale significativa di particolato, NOx e C02, in Francia.
Inquinanti convenzionali Per quanto riguarda le emissioni di inquinanti convenzionali, in tab. 1.6 sono riportate le percentuali attribuibili al settore dei trasporti per diversi paesi, di cui le nazioni maggiormente sviluppate fanno parte dell'OECD ( Organization for Economie Cooperation and Development ).
I paesi dell'est e quelli in via di sviluppo sono considerati come un unico gruppo regionale (paesi non OECD) per comodita di confronto con i paesi OECD (Usa, Canada, Europa dell'ovest incluse Islanda Finlandia e Grecia, Turchia, Giappone, Australia e Nuova Zelanda). Osservando la tabella si riscontra che: l) Il settore dei trasporti é responsabile della maggior parte delle emissioni di CO nei paesi
OECD e di buona parte nei paesi dell'est e dell'Asia Tropicale. In Polonia, Sud Corea e Taiwan, il contributo dei trasporti alle emissioni di CO é piu contenuto a causa dei bassi livelli di motorizzazione e dell'uso di carbone, legna e nafta per il riscaldamento, la cucina e certe applicazioni industriali. Nella ex Unione Sovietica le alte emissioni di CO sono dovute al gran numero di autocarri ed autobus a gasolio che hanno elevati tassi di emissione.
2) La percentuale delle emissioni di HC dovuta ai trasporti registra valori simili per i paesi OECD e per quelli non OECD, ciò anche a causa del clima piu caldo di questi ultimi che aumenta le emissioni per evaporazione dai veicoli.
3) Anche la percentuale delle emissioni di NOx é simile nei paesi OECD e in quelli non OECD. Ad eccezione degli USA e del Canada, le emissioni sono aumentate negli anni '80.
4) Con esclusione della Francia, il settore dei trasporti contribuisce con percentuali minori alle emissioni di SOx nei paesi OECD e nell'Europa dell'Est, piuttosto che in quelli in via di sviluppo. Cio é dovuto alla bassa qualita del carburante (alto tenore di zolfo) ed all'uso esteso di veicoli diesel per il trasporto passeggeri. In Francia, la percentuale di SOx proveniente dai trasporti é alta a causa della forte riduzione delle emissioni di SOx dalle sorgenti stazionarie funzionanti a carbone ed a nafta negli anni '80.
5) La percentuale di particolato dovuta ai trasporti é piu alta nei paesi OECD perché queste emissioni sono da tempo controllate.
20
Le Emissioni
Totale emissioni antropiche Percentuale attribuibile (mi2liaia di tonnellate l anno) ai trasporti
Paese Anno co HC NOx SOx. PM Lead co HC NOx SO x •;. •;. •;. •;.
OECD Canada 1980 9.928 2.100 1.942 4.650 1.907 12,5 75,00 49,00 67,00 3,00
1985 10.100 2.300 1.940 3.670 1.650 0,2 66,00 40,00 64,00 3,00 U.S.A 1970 148.700 34.900 22.800 33.900 26.100 n.a. 75,00 56,00 51,00 3,00
1980 79.600 21100(1) 20.900 23.400 8.500 70,6(2) 70,00 36,00 47,00 4,00
1988 61.200 18600(1) 19.800 20.700 6.900 7,6(2) 67.00 33,00 41,00 4,00 Austria 1986 1.084 118 206 145 51 0,31(3) 58,00 87,00 72,00 n.a. Finlandia 1980 500 100 290 590 n.a. n.a. 80,00 60,00 50,00 n.a. France 1980 6.620 1.972 1.861 3.512 483 n.a. 62,00 58,00 55,00 4.00
1986 6.400 2.100 1.700 1.580 350 8 70,00 38,00 60,00 5,00 1990 13.000 2550(1) 2.600 1.450 300 5 76,00 69,00 48,00 21.00
Gennany 1980 11.708 2.490 2.935 3.200 696 n.a. 75,00 50,00 54,00 3,00 1986 8.910 2.482 2.965 2.305 564 n.a. 74,00 52,00 61,00 5,00
Greece 1985 n.a. 436 241 467 n.a. n.a. n.a. 32,00 55,00 3,00 Ireland 1980 497 62 71 217 94 0,8 85,00 60,00 28,00 2,00 ltaly 1983 472 62 n.a. 140 100 0,5 81,00 55,00 33,00 4,00
1985 5.500 800 1.500 200 400 7 82,00 56,00 43,00 7,00 Netherlands 1987 904 221 483 196 n.a. 0,34 80,00 87,00 59,00 7,00 Switzerland 1965 718 208(4) 110 135 57 1,4 48,00 28,00 54,00 3,00
1975 736 261(4) 162 109 30 1,5 77,00 33,00 67,00 4,00 1984 621 339(4) 214 95 22 0.68 73,00 27,00 74,00 6,00
U.K. 1980 4.999 2.241 2264 4.836 290 7,2 82,00 28,00 42,00 1,00 1988 5.508 1.846 2480 3.664 533 3,1 85,00 30,00 45,00 1,00
OECD 1985 n.a. n.a. n.a. n.a. n.a. n.a. 75,00 40,00 40,00 3,00 Eastem Europe HWigary 1980 1.371 n.a. 371 1.635 547 0,6 70,00 n.a. 30,00 n.a.
1985 1.730 260 400 1.460 500 0,53 60,00 28,00 30,00 1,00 1987 500 n.a. 280 1.292 434 n.a. 99,00 n.a. 39,00 2,00
Poland 1988 863 181 1.550 4.180 3.400 l 40,00 37,00 33,00 3,00 U.S.S.R 1988 43.370 14.010 6.290 17.650 14.010 n.a. 66,00 40(6) 29,00 n.a. Estonia 1989(7) 238 n.a. 53 212 n.a. 0,1(5) 73,00 n.a. 56,00 1,00 Asia Israel 1988 450 54 131 241 25 0,51 99,00 100,00 52,00 4,00 Kuwait 1987 360 68 108 627 97 n.a. 96,00 76,00 26,00 0,10 South Corea 1984 1.332 96 756 1.226 1.019 n.a. 17,00 59,00 63,00 5,00
1987(7) 3.292 205 352 488 475 n.a. 25,00 57,00 85,00 8,00 Taiwan 19S8(7) 3.147 916 637 1.369 5.902 n.a. 46,00 53,00 50,00 14,00 Malaysia 1988(7) 479 n.a. 74 236 n.a. n.a. 50,00 95,00 36,00 1,00 Thailand 1982(7) 672 39 153 317 292 1,45 60,00 46,00 23,00 15,00
Note: (1): Composto organico volatile, escluso metano. (2): La percentuale del settore dei trasporti è dimiunuita da 59.400 t nel 1980 a 15.500 t nel 1985 e 2.600 t nel 1988. (3): 1985. (4): Escluse le emissioni di metano delle industrie e del settore agricolo. (5): Solo dal trasporto stradale. (6): Emissioni da motoveicoli nel1989: CO 173.000 t; HC 59.000 t; NOx 30.000 t; PM 2.300 t; and lead 110 t (7) : Percentuale attribuibile ai trasporti fornita dai soli motoveicoli.
T ab. l. 6 - Contributo dei trasporti alle emissioni di inquinanti convenzionali in alcune nazioni
Sebbene la serie di dati contenuti in tabella l. 6 abbia una limitata copertura regionale, sottolinea diversi andamenti significativi nelle emissioni inquinanti dei veicoli a motore, precisamente:
21
PM o/o
5,00
13,00
3,00
15,00
20,00
23,00
n.a. 11,00
20,00 30,00
9,00
13,00
n.a. 9,00
7,00
23,00
n.a. 1,00
2,00
4,00 17,00
34,00 13,00
11,00 10,00
6,00
n.a. 30(6)
n.a.
32,00
3,00 2,00 8,00
1.00 8.00
3,00
Percentuale delle emissioni inquinanti globali dovuta ai veicoli a motore
a) le emissioni di piombo sono diminuite bruscamente in gran parte dei paesi OECD mentre sono aumentate nei paesi in via di sviluppo, raggiungendo valori superiori ai precedenti; necessitano, quindi, misure urgenti per ridurre od eliminare il piombo nella benzina nei paesi in via di sviluppo;
b) mentre le emissioni di SOx e di particolato hanno mostrato una diminuzione in tutti i paesi, il contributo dei trasporti a queste emissioni é aumentato o, al limite rimasto costante, denotando la mancanza di controlli effettivi dei veicoli diesel e l'alto contenuto di zolfo nel gasolio in molti paesi;
c) la percentuale imputabile ai trasporti nelle emissioni di CO e HC é aumentata in Sud Corea a causa dell'incremento delracquisto di automobili negli anni '80, ma é diminuita in gran parte dei paesi OECD ed in Ungheria. Con l'aumento del reddito e della mobilita, i paesi in via di sviluppo hanno assistito ad un rapido aumento delle emissioni di HC, CO, e NOx negli anni '90 mentre nei paesi OECD si dovrebbe verificare un'ulteriore riduzione di queste emissioni;
d) le emissioni totali di molti inquinanti causate dall'uomo (particolato, so~ co), nell'Europa dell'Est e nei paesi in via di sviluppo con una rapida industrializzazione, eccedono gia quelle dei paesi OECD di grandezza e popolazione simili.
Inquinanti "serra "Le emissioni di anidride carbonica sono quasi direttamente proporzionali alla quantita di carburante consumato (ogni kg di benzina consumato equivale a circa tre kg di C02 rilasciati in atmosfera). La percentuale di emissioni di C02 provenienti dai veicoli é strettamente correlata al consumo di carburante fossile. La conservazione dell'energia impiegata dalle automobili e le misure di efficienza dovrebbero diminuire la crescita delle emissioni di C02. Tre clorofluorocarburi (CFC-11, 12 e 113) sono usati nei trasporti stradali (come fluido refrigerante per i condizionatori); nonostante le emissioni di CFC siano molto minori di quelle di C02, il potenziale per l'effetto serra per tonnellata di CFC-12 é circa 2.000 volte piu grande di quello della C02. Gli Stati Uniti sono gli utilizzatori maggiori di CFC nel settore dei trasporti (elevate percentuali di automobili ed autocarri con aria condizionata).
1.3 Percentuale deUe emissioni inquinanti globali dovuta ai veicoli a motore
Considerando le emissioni mondiali globali di gas serra e di inquinanti convenzionali derivanti da sorgenti antropogeniche ( tab. l. 7), i veicoli a motore contribuiscono per circa il 14% alle emissioni di C02, per il 50-60% a quelle di CO, HC e piombo e per circa il 30% a quelle di NOx e consumano circa il 25% di CFC. La percentuale imputabile ai veicoli a motore delle emissioni di particolato è di circa ill0-20%, di quelle di SOx di circa i14%.
22
Le Emissioni
TI contributo totale all'effetto serra è stimato circa intorno al 12%; il metano e l'ozono della troposfera, associati con l'uso dei veicoli, fanno salire questo contributo al15%.
GAS SERRA TOTALE EMJSSIONI MONDIALI (TEMj1l CONI'RIBliTO STIMATO PER VEICOLI MOToRFl>
& Quantità Distribuzione pere. (l> Quantità Pere. Distribuzione(%)
INQUINANTI milioni Altri Resto milioni del Altri
CONVENZIONAIJ ditonnel. U.S.A OECD mondo di tonnel. TEM U.S.A OECD % % % % % %
Gasse"a:
Dioss. di carbonio<s) 5.600,00 24,00 25,00 51,00 780,00 14,00 31,00 31,00
CFC <6) 1,11 29,00 43,00 28,00 0,28 25,00 n. a. n. a. di cui CFC-12 -0,44 30,00 44,00 26,00 -0,12 28,00 60(7) 30(7)
Inquinanti conv.:
Monoss. di carbonio 300-1.600 35,00 36,00 29,00 160,00 10-54 24,00 49,00 Ossido di azoto 68-75 29,00 25,00 46,00 22,00 29-32 28,00 47,00 Idrocarburi 55-57 40,00 27,00 33,00 27,00 47-49 30,00 43,00 Particolato es) 57-300 12,00 11,00 77,00 n. a. 10-20(7) n. a. n. a. Ossido di zolfo 160-180 21,00 19,00 60,00 n. a. 2-6(7) n. a. n. a. Piombo 0,33 14,00 20,00 66,00 0,20 60(7) 20(7) 30,00
Note: (l) : Fonte: per gas serra WorldResources Institute (1991) e UNEP (1991 ); per l'inquinante convenzionale GEMS ( 1988) (2): Distribuzione percentuale da OECD (1991)
(3) : Esclusi i veicoli a due e tre ruote per l'inquinamento convenzionale ( 4) : Escluso il Giappone (5): Da combustibile fossile in milioni di totmellate di carbone ne11987
(6): La quantità di CFC include il consumo di CFC-11, CFC-12, CFC-113, CFC-114, CFC-115 nell986 (7) : Ordine di grandezza stimato (8) : Particolato da solo combustibile fossile
EstEur.
Asiacent %
9,00
n. a. <10(7)
11,00 11,00 12,00
12(7) 15(7) 18(7)
T ab. l. 7 - Emissioni antropogeniche stimate delle sostanze inquinanti e contributo dei veicoli a motore, 1986-1987.
Africa, Asia
Sud.Amer. %(4)
22,00
n. a.
<10(7)
16,00 14,00 15,00
38(7) 45(7) 32(7)
Ad eccezione delle emissioni di particolato e di piombo, gli Stati Uniti sono coloro che contribuiscono in maggioranza alle emissioni automobilistiche sia di inquinanti convenzionali che "serra".
I paesi OECD, globalmente, consumano circa il 90% di CFC-12, utilizzato per i condizionatori nel settore automobilistico, e generano quasi i tre-quarti delle emissioni di C02, CO, NOx e HC, metà della quantità di piombo emessa ed una percentuale consistente di SOx e particolato proveniente dai veicoli a motore. Le percentuali delle emissioni attribuite ai paesi in via di sviluppo e dell'est europeo sono difficili da stimare a causa della mancanza di dati sulle emissioni veicolari di questi paesi. In questi ultimi, per alcuni inquinanti, le sorgenti fisse puntuali ed areali possono contribuire in modo piu' preponderante rispetto alle sorgenti mobili.
23
Caratteristiche della motorizzazione e suo andamento
In tabella l. 7 è indicata una distribuzione approssimativa delle emissioni inquinanti dei veicoli a motore tra i paesi OECD, quelli dell'est europeo e quelli in via di sviluppo.
Le percentuali indicate sono basate su stime della registrazione dei veicoli, del consumo di carburante, dei veicoli-km e sugli standard di emissione comunemente adottati. Le percentuali delle emissioni di SOx , particolato e piombo per i paesi non OECD sono maggiori rispetto a quelle di C02, CO, HC e NOx dovute alla scarsa qualità dei combustibili ed all'uso di veicoli diesel sottopotenziati, ma successivamente eccessivamente caricati. Tali emissioni, però potrebbero essere più alte perchè non sono stati considerati i veicoli a due e tre ruote. Inoltre la scarsa manutenzione e la vecchiaia del parco veicolare dovrebbero aumentare le percentuali delle emissioni automobilistiche. Da quanto detto si può concludere che l'inquinamento derivante dai veicoli a motore è un problema soprattutto dei paesi OECD e principalmente degli Stati Uniti, dell'Europa dell'ovest e del Giappone. Sembra, infatti, che tale problema non abbia raggiunto dimensioni importanti nei paesi in via di sviluppo, ma è necessario sottolineare due considerazioni che fanno prevedere una situazione in netto peggioramento nel prossimo decennio: la rapida urbanizzazione e l'altrettanto veloce incremento del tasso di motorizzazione.
1.4. Caratteristiche della motorizzazione e suo andamento
Il parco veicoli globale è aumentato di dieci volte negli ultimi quarant'anni e nell'88 fu stimato intorno ai 630 milioni di veicoli (410 milioni di automobili, 130 milioni di autocarri e autobus e 90 milioni di motocicli a tre ruote). Dal 1950 il tasso di crescita globale per le automobili è stato in media del 5,9% all'anno, per autobus e autocarri del5,6%. Nonostante il tasso di incremento negli ultimi quarant'anni sia leggermente diminuito, i veicoli commerciali sono aumentati piu' rapidamente delle automobili. Infatti, dal 1970, le automobili hanno riscontrato una crescita media del 4,7% all'anno mentre gli autobus e gli autocarri del 5, l%.
Distribuzione regionale dei veicoli a motore In tabella l. 8 è rappresentata la distribuzione nei vari paesi del parco veicolare mondiale nel 1988. La maggiore concentrazione di veicoli si riscontra nelle nazioni più ricche; i paesi OECD nell'88 detenevano 1'80% delle automobili, il 70% degli autocarri ed autobus ed oltre il 50% di motoveicoli a due e tre ruote. In termini di distribuzione geografica, il nord America e l'Europa registrano una percentuale pari al 70% delle automobili presenti in tutto il mondo ed il rimanente 30% è suddiviso tra Asia, Europa dell'est, America Latina, Africa ed Oceania.
24
Le Emissioni
Per quanto riguarda autobus ed autocarri, il Nord America detiene la quota maggiore, con il 37%, seguito dal Giappone (17%) e dall'Europa OECD (14%) mentre il rimanente 32% è coperto da Europa dell'est, Africa, America Latina, Asia (escluso Giappone) ed Oceania. I motocicli ed i veicoli motorizzati a tre ruote, si suddividono tra Asia (57%) ed Europa OECD (24%) mentre il rimanente 19% è distribuito nel nord e sud America, Europa dell'est, Africa ed Oceania. I paesi in via di sviluppo coprono, globalmente, il 13% della quota totale di automobili, il20% di quelle di autocarri ed autobus ed il43% di quella di veicoli motorizzati a due e tre ruote. Esistono, inoltre, notevoli differenze di motorizzazione all'interno dei diversi paesi in via di sviluppo: il Brasile è la Regione con il maggior numero di veicoli a motore, Taiwan ha il 75% in piu' di veicoli rispetto alla Cina. I paesi in via di sviluppo dell'Asia registrano piu' motocicli e veicoli a tre ruote rispetto alle automobili, autocarri e autobus. Tali differenze nella motorizzazione influenzano molto la natura e l'entità dell'inquinamento veicolare nei paesi in via di sviluppo.
Autocarri Veicoli a Automobili autobus Sub-totale 2-3 ruote Totale
OECD 331.194 89.070 420.264 48.225 468.489 U.S.A. 141.252 43.145 184.397 7.135 191.532 Canada 11.900 3.960 15.860 448 16.308 Europa 138.468 17.998 156.466 21.995 178.461 Giappone 30.776 21.674 52.450 18.205 70.655 Australia e Nuova Zel.. 8.798 2.293 11.091 442 11.533
NonOECD 82.064 37.703 119.767 43.279 163.046 Europa dell'est 30.009 11.700 41.709 3.885 45.594
(inclusa USSR) America latina 27.285 7.890 35.175 4.267 39.442 Mrica 7.996 4.354 12.350 1.216 13.566
Nord 2.318 1.462 3.780 311 4.091 Sub-Sahara 5.678 2.892 8.570 905 9.475
Asia 16.774 13.759 30.533 33.911 64.444 Medio Oriente 6.631 3.741 10.372 643 11.015 Sud Asia 2.444 1.938 4.382 11.605 15.987 Est Asia 7.699 8.080 15.779 21.663 37.442
TOTALE 413.258 126.773 540.031 91.504 631.535
Tab. 1.8 - Distribuzione geografica del parco veicolare globale, 1988
Infatti, strategie orientate all'automobile, che controllano l'inquinamento da sorgenti mobili nei paesi industrializzati, possono non essere direttamente applicabili a molte regioni in via di sviluppo.
25
Caratteristiche della motorizzazione e suo andamento
Come si può notare in figura 1.2 la flotta veicolare mondiale è cresciuta piu' velocemente della popolazione globale ed ha assistito ad un aumento del 25% tra il 1981 ed il 1988. Previsioni per il 1990 indicano che la domanda sarà contenuta nei paesi OECD poichè i mercati sono quasi saturi, la popolazione ha una crescita contenuta e sta aumentando sempre più l'interessamento pubblico alle esternalità ambientali associate con l'uso dei veicoli. Nonostante ciò, il numero di veicoli che si pensa di vendere nei paesi OECD nell'anno 2000 sarà il doppio di quello del resto del mondo. Gran parte della crescita della domanda di veicoli, negli anni '90, si verificherà nei paesi in via di sviluppo e nell'Europa dell'est. La tabella l. 9 presenta la domanda annuale di veicoli tra il 1988 ed il 2000 che si stima aumenterà del220% nei paesi in via di sviluppo e del 133% nell'Europa dell'est, paragonata al l 0% dei paesi OECD. Queste stime escludono i motoveicoli ed i veicoli a tre ruote che continueranno ad aumentare in Cina, India ed in altri paesi a basso reddito e densamente popolati, ma che diminuiranno nei paesi asiatici di nuova industrializzazione. I trend indicano che le registrazioni di nuovi veicoli aumenteranno di una quota media pari al 2-3% all'anno e la flotta globale raggiungerà un livello tra 885 milioni e 1.100 milioni nell'anno 2000. Quasi sicuramente la popolazione di automezzi raddoppierà entro i prossimi 30 anni e gran parte del loro incremento e delle emissioni\ si verificheranno nei paesi in via di sviluppo. Anche se le future conquiste tecnologiche nel settore dei veicoli e della composizione dei carburanti saranno in grado di ridurre le emissioni facendole tendere a zero, il lungo tumover del parco mezzi nei paesi in via di sviluppo garantirà, purtroppo, una percentuale crescente delle loro emissioni automobilistiche globali.
1988 2000 PAESI Autocarri Autocarri
Automobili autobus Totale Automobili e autobus Totale
PaesiOECD 30 11 41 34 12 46
Europa deu•est 2 l 3 4 3 7
Paesi in via di sviluppo 3 2 5 11 5 16
TOTALE 35 14 49 49 20 69
Tab. 1.9 - Domanda annuale di automobili, 1988 e 2000 (milioni di autoveicoli)
26
CAPITOLO II
LANORMATWA
Quadro normativa di riferimento
2.1 Quadro normativo di riferimento
In tema di inquinamento ambientale, ed in particolare quello causato dagli autoveicoli, alle legislazioni nazionali si sono successivamente affiancate quelle comunitarie. Il potere legislativo della comunità europea si è progressivamente imposto sulle leggi nazionali dei paesi membri e funge da guida e controllo della politica ambientalista che è necessario seguire per attenuare e, si auspica, risolvere i pressanti problemi relativi all'inquinamento. Pare opportuno, per meglio comprendere il quadro normativo, delineare le caratteristiche dei diversi poteri legislativi e l'iter procedurale delle norme da questi emanate. Esiste, come noto, un potere legislativo nazionale, affiancato da uno comunitario a cui se ne aggiunge uno internazionale (fig. 2.1 ). In ambito nazionale vengono emanate leggi e decreti ministeriali. In ambito comunitario invece il potere legislativo si esprime mediante Direttive e Regolamenti. Le direttive devono essere recepite nell'ordinamento di tutti i paesi membri ed è obbligatoria la loro osservanza. I regolamenti invece non necessitano di un atto formale di recepimento bensì divengono obbligatori in maniera immediata.
Si aggiungono inoltre le normative tecniche internazionali, costituite da Regolamenti elaborati dalla ECE/ONU (Commissione Economica per l'Europa dell'GNU), il cui recepimento è facoltativo. E' importante però sottolineare che la CEE prende in considerazione i Regolamenti ECE/ONU in sede di elaborazione della propria normativa.
Delineato il quadro del potere legislativo, è interessante capire quali sono gli iter che deve seguire una norma per essere approvata nell'ambito dei diversi soggetti delineati sopra. In sede nazionale le leggi, sotto forma di proposta o disegno, vengono sottoposte alla Camera dei Deputati ed al Senato della Repubblica. L'approvazione viene seguita dalla pubblicazione sulla Gazzetta Ufficiale.
In sede comunitaria gli attori principali del processo di proposta, discussione, approvazione ed adozione sono la Commissione ed il Consiglio dei Ministri.
La Commissione, composta da una serie di Direzioni Generali (Trasporti, Ambiente, ecc.), elabora le proposte di Direttive e Regolamenti e li sottopone al Consiglio dei Ministri. Quest'ultimo, dopo aver consultato il Parlamento Europeo ed il Comitato Economico e Sociale, procede all'adozione delle norme.
28
La normativa
Fig. 2.1 - Quadro del potere legislativo
< LEGGI : NAZIONALE 1------<
'-------__.. DECRETI MINISlERIALI
< DIRETTIVE : OBBilGO DI RECEPIMENfO NELLA
COMUNITARIO CEE
LEGISLAZIONE DEI PAESI MEMBRI
REGOLAMENTI OBBLIGATORI IN MODO IMMEDIATO NEI PAESI CEE
l INTERNAZIONALE l ~ REGOLAMENTI IIIJ. FACOLTATIVI ECEIONU
Il Parlamento Europeo ed il Comitato Economico e Sociale sono due Enti consultivi: - il primo è composto da diverse Commissioni Parlamentari (Trasporti, Ambiente, ecc.), alcune delle quali, in funzione dell'argomento dibattuto, discutono ed esprimono il proprio parere. Quest'ultimo deve essere approvato dal Parlamento stesso. n parere del Parlamento Europeo però non è vincolante sulle decisioni del Consiglio dei Ministri. Un maggior potere del Parlamento viene invece riscontrato nella procedura di cooperazione (fig. 2.2);
- il secondo è composto dai rappresentanti delle diverse categorie della vita economica e sociale, delle libere professioni e degli interessi generali. Il parere espresso dal comitato non vincola la decisione del Consiglio, ma è comunque obbligatorio. Il Consiglio dei Ministri è affiancato dal Comitato dei Rappresentanti Permanenti, costituito dagli Ambasciatori accreditati presso la CEE, che prepara le decisioni. Infine il Consiglio adatta le Direttive ed i Regolamenti che vengono notificati agli Stati membri e pubblicati sulla Gazzetta ufficiale della Comunità. I diversi soggetti che concorrono nell'iter di approvazione di una legge vengono, per semplicità, schematizzati in fig. 2.3 dove sono anche indicate le diverse interrelazioni.
In sede ECE/ONU i regolamenti vengono definiti a Ginevra. La Commissione Economica per l'Europa dell'ONO è costituita da 34 paesi (compresi i 12 della CEE) ed è composta da diversi comitati, ciascuno per ogni settore. Il settore dei trasporti è controllato da un comitato ad hoc, il WP29 (Working Party) costituito da gruppi di lavoro distinti secondo i diversi temi: inquinamento atmosferico, rumore, sicurezza, ecc ... Anche in questa sede l'iter che segue l'emanazione di un nuovo Regolamento è abbastanza complesso.
29
PROPOSTA DELLA
COMMISI ONE
INTEGRAZIONE
Evoluzione storica delle normative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
Fig. 2.2 - Processo legislativo - Procedura di cooperazione
CONSIGLIO DEI
MINISTRI
COMITATO ECONOMICO
SOCIALE
POSSIBILIT A' PARLAMENTO DIEMrnNDAM. ~----~
EUROPEO t----11~ DAPARTE DELLACOMM.
ESAME DEL CONSIGLIO
DELLA LEGISL. ~----l DELLO STATO
DIRETTIVA RIESAMEDEL PARLAMENTO
EUROPEO MEMBRO
POSSIBLITA'
IREGOLAMENTOI APPROVAZIONE DIEMENDAM.
_ _~---t DEL CONSIGLIO..,._ __ ~ DA PARTE DELLACOMM.
Un delegato governativo propone quest'ultimo al comitato (WP29) che, dopo averlo esaminato, ne giudica l'opportunità ed in seguito la priorità. Successivamente la norma passa al vaglio di gruppi di esperti che, dopo analisi approfondite, stilano il documento finale. Questo deve essere approvato dal WP29 ed inviato a New Y ork, all'assemblea ONU, per essere ratificato e pubblicato. La stesura e la pubblicazione di un nuovo Regolamento richiedono, in genere, 2,5 + 3 anni, anche se a volte tale iter rimane sospeso "sine die".
Come già accennato, l'adozione di tali normative a livello nazionale è una libera scelta degli stati che fanno parte dell'GNU e non vi sono limiti di tempo per il recepimento.
2.2 Evoluzione storica della normativa in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
La normativa riguardante il tema dell'inquinamento ambientale, in particolare quello prodotto dagli autoveicoli, ha subito una profonda evoluzione nel corso degli ultimi vent'anni. Infatti il controllo delle emissioni ha assunto un'importanza crescente in seguito all'aumento sempre più allarmante della mobilità ed alla nascita di grossi nuclei urbani, cosa che veniva a sommarsi al già presente problema delle emissioni industriali.
30
La normativa
Fig. 2.3 - Soggetti che concorrono all'iter di approvazione
COMMISSIONE DELLE CO~TA'EUROPEE -- ' PRESIDENTE
17 COJ\.fMISSARI COMITATI ~--···
22 DIREZ. GENERALI CONSULTIVI SERVIZI
+ ~l +
' ,, ' COMITATO ECONOM. - ... CONSIGLIO DEI MINISTRI PARLAMENTO - - --E SOCIALE DELLE COREPER r. EUROPEO COMUNITA' EUROPEE COM. RAPPR PERMANENTI
GRUPPI DI LAVORO
RAPPR PERMANENTI DEGLI ...... GOVERNI STATI 1tffiMBRI NAZIONALI
AMBASCIATORE ...... FUNZIONARI .......... FUNZIONARI ED ESPERTI
~-····T····· ....
t .................................................................................................................................................................................... :
Per quanto riguarda la legislazione nazionale le prime disposizioni in tema di inquinamento risalgono agli anni '20 e '30: - R.D. 9/1/27 n. 147
Approvazione dell'elenco speciale per l'impiego di gas tossici (G.U. 1/3/27 n. 49) -D.M. Sanità 9/5/27
Approvazione di disposizioni concernenti l'impiego di gas tossici di cui al regolamento approvato con R.D. 147/27 (G.U. 13/5/27 n. 111)
- R.D. 18/6/31 n. 773 (art. 65) Testo Unico delle leggi di pubblica sicurezza (G.U. 26/6/31 n. 146)
- R.D. 27/7/34 n. 1265 (artt. 216, 217) Testo Unico delle leggi sanitarie (G.U. 9/8/34 n. 186)
- D .M. Sanità 6/2/3 5 Approvazione del prospetto contenente l'elenco dei gas tossici riconosciuti ai sensi del regolamento approvato con R.D. 147/27 (G.U. 18/3/35 n. 65).
Bisogna attendere la fine degli anni '60 e gli inizi dei '70 per assistere alla nascita di normative specifiche che prevedevano interventi mirati soprattutto al controllo delle emissioni delle combustioni di sorgenti fisse. L'attenzione rivolta dal sistema normativa alle sorgenti fisse era dovuta al fatto che queste, all'epoca, dominavano il fenomeno dell'inquinamento atmosferico.
31
Evoluzione storica delle nonnative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
L'adozione delle nuove nonnative e l'impiego di combustibili puliti (gasolio a basso tenore di zolfo e metano), nel riscaldamento domestico, vennero in concomitanza con le norme di controllo delle emissioni industriali che, con il D.P.R. 322/1972, regolamentavano tali emissioni ed imponevano la collocazione delle industrie all'esterno degli agglomerati urbani. Questi interventi sortirono un effetto positivo ottenendo l'attenuazione delle emissioni da sorgenti fisse, ma, nel frattempo, sorgeva un nuovo problema: le emissioni da sorgenti mobili.
L'aumento del parco circolante e la sempre maggiore domanda di mobilità, in particolare nelle aree urbane, che appaiono le più congestionate, ha portato ad un livello limite le emissioni provocate dalle combustioni degli autoveicoli. I primi interventi per arginare il problema dilagante dell'inquinamento veicolare si sono avuti dal 1970 in poi, in particolare a livello comunitario. Prima di questa data, però, si annoverano le iniziative degli Stati Uniti e del Giappone, paesi che, insieme al precoce sviluppo tecnologico ed industriale, hanno assistito con pari anticipo al sorgere di questi problemi.
Le prime emissioni regolamentate dalla legge, negli USA, furono quelle provenienti dal basamento delle autovetture e risalgono al 1963. In seguito, gli Stati Uniti regolamentarono le emissioni allo scarico, nel 1966 in California e, nel 1968, estesero il provvedimento all'intero paese. La precocità della California in materia è dovuta al triste primato che da sempre detiene in tema di vetture circolanti e tasso di inquinanti nell'aria. Fin dagli anni '50, infatti, questo stato studia il fenomeno dell'inquinamento atmosferico e da tempo è dotato di una vasta rete di rilevamento della qualità dell'aria.
Segue a ruota il Giappone, paese altamente industrializzato e con grande domanda di mobilità, che, nel 1966, adottò i primi standard di emissione per i veicoli.
Come accennato, bisogna attendere il 1970 perchè anche in Europa compaiano pnmt provvedimenti in materia. In particolare, in ambito comunitario, vengono elaborate le prime direttive che regolano le emissioni di CO, NOx e carbonio organico volatile (COV) in sede di omologazione dei motori.
N el 1971 emisero norme relative alle emissioni veicolari anche la Svezia ed il Canada. Nel1972 seguirono l'Inghilterra e l'Australia e nel 1975la Finlandia.
L'evoluzione normativa che seguì le prime regolamentazioni si svolse in modo diverso a seconda delle realtà; pare interessante analizzare in un maggior dettaglio come è mutato, nel
32
La normativa
corso degli anni, l'approccio legislativo nei confronti del problema dell'inquinamento atmosferico e come è stato affrontato dai diversi paesi.
2.2.1 La legislazione riguardante l'inquinamento da traffico negli Stati Uniti
Negli Stati Uniti si annoverano due organismi che si occupano della tutela dell'ambiente e della salute: - l'EP A (Environmental Protection Agency) -il CARB (California Air Resources Board).
L'EP A è un'agenzia governativa indipendente, giuridicamente paragonabile al Department of Transportation, il cui amministratore dipende direttamente dal presidente degli Stati Uniti. n personale dell'agenzia ammonta ad alcune migliaia di persone, di cui il l 0% lavorano nel settore autoveicolistico (Mobile Sources ).
n primo atto legislativo statunitense, a livello nazionale, fu il Clean Air Act (CAA) del 1968 che compendiò, in un'unica legge, il problema dello sviluppo e della conservazione dell'ambiente, problematica sulla quale EP A e CARB lavoravano da anni.
Infatti, gli studi dell'EP A nel corso degli anni '60 avevano evidenziato che la popolazione, l'uso di energia pro-capite ed il consumo di combustibili fossili aumentavano con ritmi accelerati. Inoltre la pessima condizione in cui versava la qualità dell'aria era evidenziata non solo dallo smog fotochimico presente a Los Angeles già negli anni '50, ma anche dalla morte di 4000 persone a Londra nel 1952 per "fog" e dall'enfisema di Y okohama. n monitoraggio giornaliero dei quantitativi di ossidanti, condotto negli USA negli anni '50, registrava valori "irritanti".
Sulla base degli studi effettuati e dei trend di aumento delle emissioni, venivano ipotizzati i valori di riduzione delle medesime auspicati dal governo ed ottenibili mediante le tecnologie disponibili. Nel 1970 il congresso americano approvò un "amendement" al CAA (Clean Air Act); tale modifica richiedeva una riduzione del90% delle emissioni entro il1975/76. Questa variazione dei limiti fu però posposta, in seguito ad un lungo dibattito, alla data in cui fossero state disponibili le opportune tecnologie.
Un ulteriore emendamento del CAA fu approvato nel 1977 con il fine di ridurre del 90% le emissioni di HC nel1980 e del90% e 75% quelle di CO e di NOx nel1981.
33
Evoluzione storica delle nonnative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
La precedente riduzione del 90% dell'NOx (0,4 g/mi) rimase come obiettivo di lungo termine, anche se fu adottata in California.
D Clean Air Act del 1977 imponeva il rispetto dei NAAQS (National Air Ambient Quality Standards) su tutto il territorio nazionale in tempi brevi e comunque non oltre il1987. A questa data, nonostante si fossero verificati dei miglioramenti della qualità dell'aria, fu rilevato che circa 70 milioni di cittadini americani vivevano in zone dove non venivano rispettati i limiti NAAQS per ozono, CO e TSP (Total Suspended Particulates) (fig. 2.4).
Fig. 2.4 - Popolazione in aree che eccedono gli standard (1987)
80 'a 70 :§ 60 ! 50 ~ 40 ·~ 30 es 20 ~ 10
o Ozono co TSP
Tipo di inquinante
Queste problematiche hanno portato ad un nuovo emendamento del CAA firmato dal presidente Bush il 15 novembre 1990. Gli obiettivi del Clean Air Act del '90 sono molteplici: - promuovere l'uso di combustibili alternativi puliti mediante l'imposizione di standard per le
flotte di veicoli e di programmi pilota attuabili associando, nel modo più conveniente economicamente, l'utilizzo di combustibili e nuove tecnologie;
- incentivare l'uso del carbone senza zolfo e di gas naturale in combinazione con tecnologie innovative che consentano di pulire il carbone ad alto contenuto di zolfo;
- diminuire lo spreco di energia cercando di evitare la dipendenza dal petrolio (un milione di barili/giorno importati) e creando un mercato per i combustibili puliti derivati dai cereali e dal gas naturale;
- sensibilizzare l'utenza ad un maggior risparmio energetico. T ali obiettivi sono affiancati da una serie di disposizioni, riguardanti le fonti mobili, che si possono così riassumere:
- emissioni allo scarico: fortissime riduzioni ed estensione della durata (l 00.000 miglia); - limiti per il CO a freddo: dal 1994 massimo di l O g/mi alla temperatura di l6°C sotto zero ed
una successiva riduzione a 3, 4 g/mi dal 200 l;
34
La nonnativa
- combustibili puliti: nel 1988 le flotte con rifornimento centralizzato devono comprare il 30% di veicoli le cui emissioni rispettino gli 0,075 g/mi di VOC e 0,2 g/mi di NOx;
- benzine riformulate: nelle nove peggiori aree che eccedono i limiti imposti per l'ozono vengono imposte, dal1995, benzine con 2% di ossigeno, 1% di benzene e 25% di Aromatici;
- combustibili ossigenati: in quarantuno aree che superano i limiti imposti per il CO è obbligatoria la presenza del 2, 7% di ossigenati nel combustibile durante il periodo invernale;
-autobus urbani: lo standard di emissione pari a 0,05 g/HPh di particolato viene prorogato dal 1991 all993;
-perdite di combustibile al rifornimento: devono essere promulgate leggi sul controllo a bordo; - volatilità: viene ridotta a 9 psi nelle zone più calde; - desolforizzazione: il valore massimo ammesso nel gasolio per autotrazione è posto pari a
0,05% in peso; -piombo nelle benzine: è vietato l'uso di Pb nelle benzine a partire dal1/1/1996.
In tabella 2.1 sono indicati gli attuali limiti di emissione per gli idrocarburi, il CO, e gli NOx in vigore oggi e richiesti in futuro negli Stati Uniti. I futuri limiti verranno introdotti in due fasi successtve: - la prima è compresa tra il 1994 ed il 1996 e prevede una graduale riduzione delle emissioni
nel corso dei tre anni (tab. 2.2); - la seconda è ancora in fase probabilistica, l'EP A dovrà decidere, entro il 31 l 12/1999,
dell'opportunità della fase 2 mediante uno studio che dovrà essere portato a termine entro il 1/6/97.
Se i nuovi limiti verranno ritenuti necessari, questi entreranno in vigore non prima dell/1/2003 e non dopo il 2006.
Nello stato della California la situazione si discosta dal resto del Paese. In tab. 2.3 sono indicati i limiti di emissione attuali (in genere inferiori rispetto al resto del Paese) e futuri, divisi in tre fasi successive di introduzione dei nuovi valori (tab. 2.4).
Il CARB (California Air Resources Board) vuole sostituire il limite sui NMHC (Non Methane Hydrocarbon) con uno sui NMOG (Non-Methane Organic Gases). Questi ultimi includono tutti gli idrocarburi relativi misurabili, quali i NMHC, gli aldeidi e gli alcoli.
35
Evoluzione storica delle nonnative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
Attuali Fase l Fase2 5 anni 10 anni IO anni
50.000 miglia 50.000 miglia 50.000 miglia l 00.000 miglia
BC 0,41 - - -NMHC - 0,25 0,31 0,125
co 3,40 3,40 4,20 1,70
NOx 1,00 0,40 0,60 0,20
Tab. 2.1 - Futuri limiti USAfederali
Anni NMHC,CO (%) NOx (%) 1994 40 40 1995 80 100 1996 100 -
T ab. 2.2 - Introduzione dei nuovi limiti- Fase l
Limiti (g/miglio) mrn:c NOx co BENZENE FORMALDEIDE DURATA (miglia)
ATTUALI 0,390 0,4 7,0 - - 50.000 TLEV 0,125 0,4 3,4 - 0,015 LEV 0,075 0,2 3,4 0,002 0,015 50.000
ULEV 0,040 0,2 1,7 0,002 0,008
(*) La definizione dei limiti a 100.000 miglia viene proposta all'effettiva introduzione "in use" dei limiti a 50.000 miglia.
Tab. 2.3. - Futuri limiti U.S.A. - California
Gli Stati Uniti hanno da 30 leggi per controllare l'inquinamento. Infatti fin dagli emendamenti al
Clean Air Act del 1970 sono stati fatti immensi sforzi per ridurre le emissioni veicolari con un completo controllo di polizia sull'inquinamento.
n risultato è stato la riduzione di numerosi inquinanti. Alcuni benefici sono ovvi: in alcune zone
l'aria è notevolmente piu' pulita e con i recenti miglioramenti in molti programmi di ispezione e
mantenimento, un minor numero di automobili presenteranno problemi evidenti che portano a
emissioni oltre gli standard correnti.
36
La normativa
I costi di questo controllo sono stati alti e non solo in termini di dollari spesi dai contribuent~
dagli azionisti e dai proprietari di auto.
Anni TLEV LEV ULEV 1994 < 10 - -1997 - 25 <l 1998 - 50 <l 1999 - 75 <l 2000 - 98 2 2001 - 95 5 2002 - 90 lO 2003 - 85 15
(*) Il completamento a 100 deve soddisfare i limiti federali. La definizione dei limiti a 100.000 miglia viene proposta all'effettiva introduzione "in use" dei limiti a 50.000 miglia.
Tab. 2.4 - Tempistiche di produzione % della produzione totale (*)
Durante gli anni '70, gli sforzi per ridurre le emissioni ed assicurare che questi fossero realizzati
sottopose alcuni a prove difficili. Per un certo periodo si percepirono i tentativi di alcune
compagnie automobilistiche di resistere alla regolamentazione, cosa che screditò l'industria di
fronte a gran parte del pubblico.
Inoltre, gli emendamenti del Clean Air Act produssero aspettative che non erano state ancora
completamente raggiunte.
Alla luce di due decenni trascorsi, sembra indiscutibile che la legge del 1970 fu un compito
importante per la politica.
Il Congresso, in modo schiacciante, emanò standards ed affidò ad un mandatario le riduzioni di
inquinanti che avrebbero dovuto proteggere il pubblico e fornire, secondo le parole dello
statuto, "un adeguato margine di sicurezza" per tutte le persone, con particolare attenzione alle
popolazioni sensibili.
Il Congresso inoltre diede pieni poteri al presidente, ora agente attraverso la nuova Agenzia di
Protezione Ambientale (EP A), per intraprendere azioni forti contro le compagnie e gli Stati che
non si adeguavano secondo le inflessibili tabelle di marcia previste.
Lo sforzo per raggiungere questi nuovi standard in modo tempestivo portò a minacce, in vari
periodi degli anni '70, da parte delle maggiori corporazioni di sospendere l'attività e portò ad
elaborare piani governativi per lo Stato, condiscendenza che sembrò a molti inutile.
37
Evoluzione storica delle normative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
La reputazione del governo e delle industrie fu compromessa, in questo periodo, agli occhi di
molti cittadini.
2.2.2 La legislazione riguardante l'inquinamento da traffico neUa CEE
A livello europeo, operano la Comunità Economica (CEE) ed i paesi ad essa esterni. In ambito comunitario il potere legislativo è detenuto dalla Commissione e dal Consiglio dei Ministri che si esprimono mediante Direttive e Regolamenti. Dal 1970 ad oggi molte sono le norme emanate a livello comunitario, affiancate anche da quelle ECE/ONU.
Le prime regolamentazioni europee sull'inquinamento atmosferico causato dai veicoli riguardavano i gas prodotti dai motori, come normato dalla direttiva 70/220/CEE del 20/3/1970 che, per la prima volta, regolamentava le omologazioni dei veicoli anche in funzione del livello di gas inquinanti emessi allo scarico. Questi ultimi erano rappresentati dall'ossido di carbonio e dagli idrocarburi, la cui massa doveva essere inferiore a valori definiti in funzione del peso di riferimento("> del veicolo. La normativa, inoltre, prevedeva anche la regolamentazione delle emissioni di ossido di carbonio con il motore al minimo e delle emissioni di gas dal basamento. Da tale direttiva ha avuto origine il regolamento ECE 15.00, seguito da successivi emendamenti ripresi nelle direttive comunitarie del 1974 (ECE 15.01), 1976 (ECE 15.02), 1977 (ECE 15.03) e 1983 (ECE 15.04) (tab. 2.5). L'ultimo emendamento é entrato in vigore dopo ottobre del1986. La severita sempre crescente della regolamentazione europea, che ha portato alla riduzione di piu del 50% delle emissioni allo scarico, ha determinato un significativo risparmio di energia ed un moderato aumento di costo dei veicoli. Tali norme hanno evitato il ricorso a sofisticati e onerosi dispositivi di post-trattamento dei gas di scarico. La direttiva 70/220 è stata successivamente modificata dalle direttive CEE: 74/290, 77/102, 78/665, 83/351, 88/76, 88/436, 89/458, 89/491, 91/441, 93/59 che di cui si tratta nel seguito.
(") Per "peso di riferimento" la normativa intende il peso del veicolo in ordine di marcia, maggiorato di un peso forfettario di 120 k.g. n peso del veicolo in ordine di marcia é quello corrispondente al peso totale a vuoto con tutti i serbatoi pieni, ad eccezione del serbatoio del carburante che dovra essere riempito soltanto a meta capacita, attrezzi d'uso e ruota di scorta.
38
Tab. 2.5 - Valori limite delle emissioni inquinanti dei veicoli secondo la normativa CEE
Suddivisione Limiti massimi di sostanze inquinanti (in grammi/prova) dei veicoli · Regolamento Emendamento Emendamento Emendamento Emendamento secondo il iniziale ( 1970) 1974 1976 1977 1983 peso in kg ECE 15.00 ECE 15.01 ECE 15.02 ECE 15.03 ECE 15.04
co HC co HC co HC NO x co HC NOx co HC+NOx fino a 750 100 8,0 80 6,8 80 6,8 10,0 65 6,0 8,5 58 19,0
da 751 a 850 109 8,4 87 7,1 87 7, l 10,0 71 6,3 8,5 58 19,0
da 851 a 1020 117 8,7 94 7,4 94 7,4 10,0 76 6,5 8,5 58 19,0
da 1021 a 1250 134 9,4 107 8,0 107 8,0 12,0 87 7, l 10,2 67 20,5 -da 1251 a 1470 152 10, l 122 8,6 122 8,6 14,0 99 7,6 11,9 76 22,0
da 1471 a 1700 169 10,8 135 9,2 135 9,2 14,5 110 8, l 12,3 84 23,5
da 1701 a 1930 186 11,4 149- 9,7 149 9,7 15,0 121 8,6 12,8 93 25,0
da 1931 a 2150 230 12, l 162 10,3 162 10,3 15,5 132 9, l 13,2 100 26,5
oltre i 2150 220 12,8 176 10,9 176 10,9 16,0 143 9,6 13,6 110 28,0
Evoluzione ston·ca delle nonnative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
Nell972 viene emanata la direttiva 72/306 che limita i livelli di fumosità dei veicoli diesel ai fini dell'omologazione degli stessi e che é stata modificata dalla 89/491 circa le specificazioni del carburante di riferimento prescritto per le prove di omologazione e per il controllo della conformita della produzione.
La direttiva 7 4/290/CEE abbassa ulteriormente i valori limite delle emissioni di ossido di carbonio e degli idrocarburi e modifica i metodi di prova utilizzati per l'omologazione dei veicoli.
Un ulteriore adeguamento al progresso tecnico della direttiva 70/220 viene introdotto dalla 771102 che inserisce, tra gli inquinanti considerati, anche gli ossidi di azoto, espressi in equivalente di biossido di azoto (NO).
Segue, il 29 giugno 1978, la direttiva 78/611/CEE concernente il riawicinamento delle legislazioni degli Stati membri relative al tenore di piombo della benzina. La norma afferma che "uno stato membro pu6 chiedere che il tenore massimo consentito di piombo della benzina, immessa sul suo mercato interno, sia inferiore a 0,40 g/1; esso non pu6, tuttavia, fissare limiti inferiori a O, 15 g/1".
La direttiva 78/665/CEE riduce nuovamente i limiti per le emissioni di CO, HC e NOx, modifica le unita di misura, alcune prescrizioni tecniche per l'individuazione dei limiti di emissione degli inquinanti ed aggiunge alcune informazioni riguardanti l'effettuazione delle prove.
Un'ulteriore riduzione dei valori limite per le emissioni é dovuta alla direttiva 83/3 51, che modifica il titolo della 70/220 e la definizione di veicolo. Pone, inoltre, il limite del l o dicembre 1983 come termine oltre il quale non é possibile rifiutare l'omologazione né vietare la prima messa in circolazione dei veicoli conformi alla presente direttiva. Invece, a decorrere dal l o
ottobre 1984, gli stati membri possono rifiutare l'omologazione dei veicoli che non rispondono alle prescrizioni e dal l o ottobre 1986 ne possono vietare la prima immissione in circolazione.
La direttiva 85/21 O/CEE ritorna sul problema della quantita di piombo nella benzina ed auspica di fissare il limite a O, 15 gli secondo diverse date di applicazione: -a partire dal l o ottobre 1988 per i veicoli nuovi con cilindrata superiore a 2000 cm3; - a partire dal l o ottobre 1989 per tutti i veicoli nuovi con cilindrata inferiore a 2000 cm3; - a partire dal l o ottobre 1990 per i veicoli nuovi messi per la prima volta in circolazione:
vecchi e nuovi modelli.
40
lA normativa
Inoltre prescrive che gli Stati membri garantiscano la disponibilità sul territorio di benzina priva di piombo<@> a partire dal l o ottobre 1989. Questa direttiva ha cessato di essere applicabile dal 31 dicembre 1985 ed é stata sostituita dalla 87 /416/CEE.
Il Luxembourg Agreement, del 31 dicembre 1987 (direttiva 88/76), inserisce la suddivisione dei veicoli in base alla cilindrata. La direttiva prevede, per le tre classi di veicoli (maggiori di 2000 cm3, compresi tra 1400 e 2000 cm3, minori di 1400 cm3 ), dei limiti differenziati per CO e per HC+NOx e date differenziate per la loro applicazione e pone nuove scadenze per le omologazioni e le immatricolazioni (tabb. 2.6 e 2. 7). Le date oltre le quali non é possibile rilasciare l'omologazione in caso di mancata conformità alla norma sono: - l o ottobre 1988 per i veicoli con cilindrata superiore a 2000 cm3; - l o ottobre 1990 per i veicoli con cilindrata inferiore a 1400 cm3; - l o ottobre 1991 per i veicoli con cilindrata compresa tra 1400 e 2000 cm3; - l o ottobre 1994 per i veicoli con motore ad accensione spontanea del tipo ad iniezione diretta
con cilindrata compresa tra 1400 e 2000 cm3; Per quanto riguarda la prima messa in circolazione le scadenze sono: - l o ottobre 1989 per i veicoli con cilindrata superiore a 2000 cm3; - l o ottobre 1991 per i veicoli con cilindrata inferiore a 1400 cm3; - l o ottobre 1993 per i veicoli con cilindrata compresa tra 1400 e 2000 cm3; - l o ottobre 1996 per i veicoli con motore ad accensione spontanea del tipo ad iniezione diretta
con cilindrata compresa tra 1400 e 2000 cm3; Per i veicoli dotati di motore ad accensione comandata, per l'omologazione valgono le seguenti date: - l o ottobre 1988 per i veicoli con cilindrata superiore a 2000 cm3; - l o ottobre 1989 tutti gli altri tipi di veicoli; e, per la prima immissione in circolazione, vale il limite del l o ottobre 1990. L'articolo 4 della direttiva, inoltre, afferma che, entro il31 dicembre 1987, il Consiglio "decide
Il
un'ulteriore riduzione dei valori limite per i veicoli di cilindrata inferiore a 1400 cm3 , che entra in vigore non oltre il 1992, per il rilascio di nuove omologazioni nazionali, e, non oltre il 1993, per la prima messa in circolazione dei veicoli. Importante, poi, é l'inserimento di una prova riguardante il controllo delle emissioni dopo una partenza a freddo e della nuova prova di guida anche in zone extraurbane.
La direttiva 88/436/CEE modifica il titolo della 70/220/CEE in "Direttiva del Consiglio, del20 marzo 1970, concernente il ravvicinamento delle legislazioni degli Stati membri relativi alle
<@> Viene definita benzina "priva di piombo" qualsiasi benzina la cui contaminazione con composti di piombo, calcolata in piombo, non superi 0,013 g/1.
41
Veicoli con Data di applicazione Limiti di emissione Prevedibile evoluzione cilindrata ( cm3) Nuove Nuove (glprova)
omologazioni imn1atricol. oltre 2000 01.10.88 01.10.89 co = 25
HC +NOx= 6,5 Prevedibile unificazione NO x = 3,5 secondo le decisiorù
da 1400 a 2000 01.10.91 01.10.93 co = 30 del 9.6.89 (vedi sotto) HC + NOx= 8
co = 19 Fase l 01.10.90 01.10.91 co = 45 Unica fase
meno di 1400 HC +NOx = 15 HC+NOx = 5 NOx = 6 Nuove omologaz. l. 7. 92
Fase 2 01.10.92 o 1.10.93 Posizione comune Nuove immatric. 1.1.93 adottata dal Consiglio Decisione Ivf.inistri CEE
._ CEE 24/11/88 per l'An1biente del 9.6.89 (Chleste deroghe per cilindrate
co= 30 inferiori a 80 crn3) HC +NOx = 8
T ab. 2. 7 - Limiti di entissione per le autovetture diesel secondo la normativa CEE
Tipo di inquinante Data di applicazione obbligatoria Limiti (g/prova) co Ten1pistiche Luxentbourg Agreement Li1niti Luxentbourg Agreen1ent HC Deroga per iniezione diretta vetture tra 1400 e 2000 ctn3 vetture comprese tra 1400 e 2000 cm3 NO x Nuove otnolog. : 01.10.94 Nuove itnmatr. : 01.10.96
P articolato Nuove omolog. : O 1.10.89 Nuove immatr. : 01.10.90
Fase l Direttiva CEE 88/436 Deroga per iniezione diretta : 1,1 (omologazione) del 16/6/88 Nuove omolog. : 01.10.94 Nuove immatr. : 01.10.96 1,4 (produzione)
Fase 2 Proposta di Direttiva entro Da definire 0,8 (linlite di riferimento compatibilmente fine 1989 con possibilita tecniche ed economiche)
lA normativa
misure da adottare contro l'inquinamento atmosferico con le emissioni dei veicoli a motore". Vengono modificati, inoltre, gli allegati I, lll e IIIA. Il primo riguarda il settore di applicazione della direttiva che comprende tutti i veicoli ad accensione comandata e quelli ad accensione spontanea delle categorie M1 e N1 <x> ; ritocca, inoltre, i limiti delle emissioni inquinanti dei veicoli ad accensione spontanea, con cilindrata superiore a 2000 cm3, che devono soddisfare i valori limite della categoria di cilindrata compresa tra 1400 e 2000 cm3. Agli allegati m e IllA vengono apportate modifiche riguardanti i metodi di prelievo ed analisi dei gas e delle particelle e la determinazione delle stesse. La direttiva, inoltre, pone nuove date di scadenza a partire dalle quali l'omologazione dei veicoli viene concessa se le emissioni sono conformi a quanto previsto (tab. 2.8). Il l o ottobre 1988 é il termine, per gli Stati membri, per conformarsi alla norma ed entro la fine del 1989 il Consiglio decide l'attuazione di un'ulteriore riduzione dei valori limite delle emissioni di particelle inquinanti.
ECEIONU CEE D Regolamento 15.04 (l) A Regolamento 83 (2) Direttiva 88176 (l) Direttiva 881436 (2) PROPOSTA T (l) (2) (l) E (l) in vigore da 2111011988 N.O. 01110189 N.O. 01110/1994 N.O. 01/10/1994
(2) in vigore da 0511111989 N.l. 01110190 N.I. 01/10119% N.I. 01/10/1995 (**) TAS COP TAS COP TAS (glkm) COP (glkm)
co 84 l 110 101 l 132 (l) 84 l 110 101 l 132 8 9,6 HC +NOx. 23,5 l 28 29,4 l 35 (l) 23,5 l 28 29,4 l 35 (l) 2 2,4 P art. (2) 1,1 1,43 0,4 0,48
COP = TAS x 1,20 per CO COP = TAS x 1,20 per CO COP = TAS x 1,20 COP = TASxl,25 per HC+NOx COP =TASx 1,25 perHC+NOx (l) Per veicoli con motore ID:
N (2) Il Regolamento 83 sostituisc (l) Valori definiti dalla Direttiva 88176 N.O. 01.10.1997 o con ulteriori emendamenti il (2) Valori defmiti dalla Direttiva 88/436 N.L 01.10.1998 T Regolamento 15.04 e limite HC+NOx + 20 % E della Proposta
(**) Dove non indicato i valori dei limiti sono espressi in g/prova
T ab. 2.8 - Emissioni veicoli con P1T < 3,5 t
Ancora in vigore é la direttiva 88/491 che regolamenta le emissioni per i veicoli di categoria MI (compresi i veicoli combi, ecc.) ed Nl con motore Diesel o benzina (a richiesta del costruttore l'omologazione può essere estesa anche ai veicoli di categoria M2- N2 con massa di riferimento non superiore a 2.840 kg).<*>
(x) !veicoli di categoria Ml sono utilizzati per il trasporto di non piu di otto persone oltre il conducente. I veicoli di categoria Nl sono adibiti al carico di merci ed hanno un peso massimo che non supera le 3,5 tonnellate.
(*) I veicoli di categoria M2 hanno le caratteristiche di quelli Ml con un peso massimo non superiore alle 5 tonnellate. I veicoli di categoria N2 sono utilizzati per il carico merci con un peso massimo superiore alle 3,5 ton, ma inferiore alle 12 ton.
43
Evoluzione storica delle nonnative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
Del 1988 è la direttiva 88/77 per i veicoli industriali pesanti (PTT > 3,5 t) che adotta, inseverendoli, i limiti del Reg. 49 già in atto in ambito ECE/ONU e che è divenuta obbligatoria in tutti i paesi CEE, dall' 1/1/1992, e poi ulteriormente modificata dalla 91/542.
Quest'ultima apporta una variazione al titolo della 88/77 parlando di "Ravvicinamento delle legislazioni degli Stati membri relative ai provvedimenti da prendere contro l'emissione di inquinanti gassosi e di particolato prodotti dai motori ad accensione spontanea destinati alla propulsione dei veicoli". Viene mantenuta la data del 111/92 per l'omologazione dei veicoli secondo i requisiti previsti dalla 88/77 e vengono fissate le date del 117/92 e 1/10/95 oltre le quali non è possibile omologare i veicoli che non siano conformi ai valori limite fissati nella riga A e B, rispettivamente, dell'allegato I della 88/77. Inoltre dall'l/10/93 e dall'l/10/96 viene vietata l'immatricolazione di veicoli con motori aventi emissioni che non rispettino i limiti visti sopra. L'entrata in vigore di tali disposizioni nei paesi membri viene mantenuta all/1/92. Entro la fine del 1993 la Commissione dovrà riferire al Consiglio i progressi realizzati nel settore delle tecniche di controllo delle emissioni, per i motori aventi potenza inferiore a 85 Kw, e quelli riguardanti il nuovo metodo statistico per il controllo di conformità della produzione, previsto dall'art. 4 della direttiva 88/77. Infine, entro dicembre del 1996, la Commissione dovrà sottoporre al Consiglio "una revisione dei valori limite delle emissioni inquinanti: limiti applicabili dal l o ottobre 1999 per le nuove omologazioni".
TI Regolamento 49 è in vigore dal 15/04/1982 (tab. 2.9) mentre il suo inseverimento, rappresentato dal Reg. 49. O l, è effettivo dal 14/05/1990 per le nuove omologazioni e dal 14/05/1991 per le nuove immatricolazioni. Quest'ultimo presenta una riduzione dei limiti TAS (Type Approvai Standard) rispetto al Reg. 49 del20%, 30% e 20% rispettivamente per il CO, l'HC e l'NOx.
I medesimi limiti sono imposti dalla direttiva 88/77 in vigore già dall' 1/10/1990 per le nuove immatricolazioni e sono applicabili anche solamente al motore, considerato come unità tecnica indipendente.
La direttiva 88/77 è diventata la base per nuove restrizioni; infatti, a livello comunitario, è stato deciso di procedere ad ulteriori inseverimenti definendo nuovi limiti e date di entrate in vigore degli stessi.
L'evoluzione della direttiva è stata prospettata in due fasi successive: -la prima fase prevede l'entrata in vigore delle nuove prescrizioni a partire dall' 1/7/1992 per le
nuove omologazioni e dall' III 0/1993 per le nuove immatricolazioni. Ciò significa che i paesi membri, dall' 1/7/1992 non possono più rilasciare omologazioni CEE e nazionali per i veicoli ed i motori che non siano conformi ai limiti previsti, anche se, fino al
44
La normativa
30/9/1993, sarà possibile omologare veicoli equipaggiati con motori omologati prima dell' 1/7/1992, secondo la direttiva CEE 88/77.
D ECE/ONU CEE (I) A Regolamento 49 Regolamento 49. O l (l) Direttiva 88/77 T da 15/04/1982 N.O. 14/05/1990 N.O. 01/07/1988 E N .I. 14/05/1991 N .I. 01/10/1990
(*) TAS=COP TAS COP TAS COP
co 14 11,2 12,3 11,2 12,3 HC 3,5 2,4 2,6 2,4 2,6 NOx 18 14,4 15,8 14,4 15,8 P art. - - - - -Riduzione (%) dei limiti co -20% -12% -20% -12% rispetto al Regolamento HC -30% -26% -30% -26% ECE/ONU Reg. 49 NOx -20% -12% -20% - 12 o/o
P art. - - - -COP = + IO% limiti TAS COP = + IO% limiti TAS
(l) Omologazione motore anche come Unità Tecnica Indipendente. COP Conformity ofProduction N.O. Nuove Omologazioni TAS Type Approvai Standard N .I. Nuove Immatricolazioni
Tab. 2.9 - Emissioni veicoli con P1T 3,5 t
Il termine dell'III 0/1993 è invece tassativo per l'immatricolazione e la vendita di veicoli non omologati, secondo i limiti previsti dalla prima fase, con la sola eccezione di quelli esportati nei paesi terzi (tab. 2.10); - la seconda fase pone invece le date dell' l/I 0/1995 per le nuove immatricolazioni. In questa
fase i limiti di omologazione TAS (Type Approvai Standard) sono uguali a quelli di conformità di produzione COP (Conformity ofProduction). Inoltre, entro settembre del 1994, la Commissione dovrà presentare, se si riterrà necessario, una relazione sulla revisione dei limiti di particolato (tab. 2.10).
Le due fasi, che rappresentano l'evoluzione della direttiva 88/89, produrranno una sensibile riduzione dei limiti rispetto al regolamento ECE/ONU Reg. 49, visto sopra. Infatt~ come si può osservare in tab. 2 .l O ed in fig. 2. 5, a partire dal 1992, si assisterà ad una diminuzione del 68%, 69% e 55% dei limiti TAS riferiti, rispettivamente, al CO, HC ed NOx e, dal 1995, la riduzione sarà del 71, 69 e 61% per gli stessi inquinanti.
45
Evoluzione storica delle normative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
CEE (l) D Proposta A Evoluzione Direttiva 88/77 LIMITI OBIETTIVI T Fase l Fase 2 (2) (3) (Commiss. Ambiente) E N.O. 01/07/1992 N.O. 01/10/1995 Eventuali inseverimenti
N.I. 01/10/1993 N .I. 01/10/1996 dopo ill999 (5) (*) TAS COP TAS =COP TAS = COP g/km
g/km co 4.5 4.9 4 2.1 HC 1.1 1.23 1,1 0.15 NOx 8 9 7 0.3 P art. 0.61 0.68 0,15 (4) 0.05
potenze <= 85 kw 0.36 0.4 potenze > 85 kw
Riduzione % dei -68% -65% -71% limiti rispetto al -69% -65% -69% Regolamento -55% -51% -61% ECE/ONU Reg. 49 - - - 52 %/- 57% Fase l
COP =+lO% limiti TAS
(l) Omologazione motore anche come Unità Tecnica Indipendente (2) Gasolio con contenuto di zolfo massimo di 0,05% in peso (attuale 0,2% Direttiva numero 87/219), nlUilero di
Cetano > di 50 ed Idrocarburi Aromatici < del l O %. (3) Tali limiti potranno essere presi come riferimento da quei paesi che intendono introdurre incentivi ftscali solo
con l'anticipazione delle data di entrata in vigore . (4) La Commissione dovrà presentare, entro 0911994, se necessaria, relazione sulla revisione dei limiti previsti (5) Proposta da definire entro il 1996. (*) Dove non indicato, i valori dei limiti sono espressi in glkwh.
Tab. 2.10 - Emissioni veicoli con PTT > 3,5 t: evoluzione
Infine, prima della fine del 1996, la Commissione per l'Ambiente dovrà proporre ulteriori eventuali inseverimenti, dei limiti fino ad ora fissati, che entreranno in vigore dal 1999. Per i veicoli leggeri, con PTT :s; 3,5 t sono in vigore, in sede ECE/ONU, il regolamento 15.04 del21/10/1988 ed il regolamento 83 dal5111/1989 (tab. 2.8).
Quest'ultimo, riguardante i veicoli di categoria M1-N1 con motore diesel o benzina, in accordo con la diretta CEE 88/76 sui veicoli leggeri, è stato soggetto ad un emendamento, approvato dal WP29<**> , che introduce nuove prescrizioni riguardanti il controllo del particolato dei veicoli di categoria MI con motore diesel.
(**) WP29: il Working Party é un comitato che controlla il settore trasporti nell'ambito della Commissione Economica per l'Europa dell'ONU ed é costituito da gruppi di lavoro distinti secondo i diversi temi: inquinamento atmosferico, rumore, sicurezza, ecc ..
46
La normativa
Fig. 2.5 - Direttiva CEE 88/77
lillJ ECE Reg. 49 - 1982
Bl1988
1988 RIDUZIONE DEI TAS: CO == 20 °/o; HC = 30 %; NOx = 20 o/o
FASE l
1992 RIDUZIONE TAS: CO= 68 %; HC= 69 o/o; NOx =55%
FASE2
1995 RIDUZIONE TAS: CO= 71 o/o; HC = 69 %; NOx = 61 °/o
47
~ ~
-... .::1
~ '.5 ·n o ~
Evoluzione storica delle no1TIUltive in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
La direttiva 89/458 rende più severi i limiti delle emissioni di motori di cilindrata inferiore a 1400 cm3 (CO= 19 g/prova, HC+NOx = 5 g/prova), a' decorrere dal 1° luglio 1992 per le omologazioni e dal 31 dicembre i 992 per la messa in circolazione.
Le emissioni, espresse in grammi di inquinante, devono essere determinate con una prova normalizzata, che consiste nell'analizzare i gas di scarico di un'auto, in guida simulata su banco a rulli, ripetendo quattro volte il ciclo rappresentativo, in condizioni medie di guida, di un tragitto cittadino di 1,013 km, percorso in 13 minuti (ciclo urbano). La commissione ha presentato al Consiglio Europeo una proposta per adottare un ciclo unico di guida combinato, che sommi il ciclo urbano con uno extra-urbano in successione (fig. 2.6). Possono, inoltre, essere previsti incentivi fiscali per i veicoli ai quali si applica tale direttiva.
150 140 130
120 110
"100
90 80 70
60 50 40 30 20 10 o
Lunghezza 4,052 K.m velocità media 19 Kmlh velocità massima 50 Kmlh
Lunghezza 6,955 Km velocità media 62 Kmlh velocità massima 120 Km/h
r
14 21
Durata cicli (min)
Fig. 2.6 Nuovo ciclo di prova delle emissioni allo scarico che conzprende la fase extraurbana secondo la proposta di direttiva CEE emendamento 08 da applicarsi entro il 199 2.
La direttiva 89/491/CEE, del 7luglio 1989, modifica numerose direttive, tra le quali la 70/220 e la 72/306. L'allegato n modifica la definizione di massa di riferimento(#) ed afferma che i veicoli muniti di motore ad accensione debbano rispettare le prescrizioni relative all'orifizio di entrata del carburante od al contrassegno. L'orifizio di cui sopra deve essere concepito in modo
(#) La direttiva intende per "massa di riferimento", la massa del veicolo in ordine di marcia, meno la massa forfettaria del conducente, pari a 75 kg, piu una massa forfettaria di 100 kg.
48
La nonnativa
da evitare che il serbatoio sia riempito da una pistola di erogazione di un distributore di carburante con diametro esterno pari o superiore a 23,6 mm. I veicoli privi di orifizio ristretto devono, invece, essere costruiti in modo che nessuno dei componenti studiati per il controllo delle emissioni inquinanti possa essere danneggiato dall'uso di benzina con piombo. Inoltre, il veicolo é individuato in modo evidente, leggibile ed indelebile dal simbolo per la benzina priva di piombo collocato in posizione visibile a colui che riempie il serbatoio di carburante. La direttiva, inoltre, modifica le caratteristiche del carburante di riferimento prescritto dalla 72/306 per le prove di omologazione e per il controllo della conformita della produzione.
Nel 1991 viene emanata la direttiva 91/441/CEE che regola, in modo analogo alla 89/458, i veicoli con cilindrate pari o superiori a 1400 cm3. La direttiva pone il limite del l o gennaio 1992 oltre il quale non é possibile rifiutare 1•omologazione né vietare la prima messa in circolazione di veicoli conformi alle prescrizioni. n l o luglio 1992, invece, é il termine oltre il quale si deve rifiutare l'omologazione per i veicoli le cui emissioni non rispettino quanto previsto dalla direttiva. n 31 dicembre 1992 é il termine per la prima messa in circolazione. La norma prevede incentivi fiscali per i veicoli a cui si applica la presente direttiva e dispone che il consiglio si pronunci, entro il 31 dicembre 1992, su una nuova riduzione dei valori limite che non saranno applicabili prima del l o gennaio 1996 per le nuove omologazioni. Viene prescritto, inoltre, che i veicoli muniti di motore ad accensione comandata del tipo: a) veicoli diversi da quelli della categoria M 1; b) veicoli adibiti al trasporto passeggeri della categoria M 1 concepiti per il trasporto di piu di
sei persone, compreso il conducente, o la cui massa massima supera 2500 kg; c) veicoli fuori strada; debbano essere sottoposti alle seguenti prove: - Tipo I (emissioni dallo scarico dopo una partenza a freddo) - Tipo II (emissioni di ossido di carbonio al regime minimo) - Tipo m (emissioni di gas dal basamento). I veicoli con motore ad accensione comandata, diversi da quelli descritti sopra, devono, invece, essere sottoposti alle seguenti prove: - Tipo I (emissioni dallo scarico dopo una partenza a freddo) - Tipo m (emissioni di gas dal basamento) - Tipo N (emissioni per evaporazione) - Tipo V (durata dei dispositivi antinquinamento). I veicoli ad accensione spontanea, anch•essi diversi da quelli ai punti a}, b) e c), devono essere soggetti alle seguenti prove:
- Tipo I (emissioni dallo scarico dopo una partenza a freddo) - Tipo V (durata dei dispositivi antinquinamento)
49
Evoluzione storica delle normative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
mentre i veicoli del tipo a), b) e c) alla prova: - Tipo I (emissioni dallo scarico dopo una partenza a freddo, soltanto per gli inquinanti
gassosi) Insieme alla direttiva 89/458, inoltre, sancisce l'adozione di una migliore procedura di prova europea che risulti essere piu articolata e maggiormente rispondente alle condizioni reali di esercizio della vettura, che ingloba anche una fase di funzionamento in condizioni di guida extraurbana (fig. 2.6).
Di recente emanazione é la direttiva 93/59/CEE che modifica diversi allegati della 70/220 che riguardano le definizioni di veicolo, di peso di riferimento, ecc., la richiesta di omologazione e le modalita di effettuazione di alcune prove sui veicoli. La data di riferimento per questa norma é il l o ottobre 1993, oltre la quale non si può rifiutare l'omologazione CEE e la prima messa in circolazione dei veicoli a motore, le cui emissioni siano conformi alle prescrizioni della direttiva. N el caso in cui le emissioni non siano conformi alle disposizioni, la data, oltre la quale é impossibile rilasciare l'omologazione, é il 1 o ottobre 1993 mentre, oltre il l o ottobre 1994, é vietata la prima messa in circolazione. Sono inoltre previsti incentivi fiscali per i veicoli che soddisfano i requisiti della direttiva prima che divenga obbligatoria. In aggiunta, nuovi limiti, ulteriormente ridotti, vengono presentati entro il 31 dicembre 1993 e saranno o meno accettati entro il 31 dicembre 1994. Questi ultimi non saranno applicabili anteriormente al l o gennaio 1996 per le nuove omologazioni, per i veicoli della categoria I e, anteriormente al l o gennaio 1997, per le nuove omologazioni, per le categorie II e m (tab. 2.11).
In ambito CEE, invece, valgono le direttive 88/76 e 88/436 riguardanti i veicoli di categoria M l; la prima, come gia visto, prevede le date dell' 1/10/1989 per le nuove omologazioni e dell' 1/10/1990 per le nuove immatricolazioni, la seconda invece dell' 1/10/1994 e dell' 1/10/1995.
In tema di qualità dei combustibili, l'attuale normativa europea regolamenta la quantità di zolfo nel gasolio mediamente le direttive 75/716 del 24111/1975 e 87/219 del 30/3/1987. La prima suddivide il gasolio in due categorie, A e B, !imitandone il contenuto di zolfo allo 0,3% e 0,5% in peso, rispettivamente, partendo dall'l/10/1980. La seconda invece, in vigore dall'1/1/1989, fissa il contenuto di zolfo ai valori dello 0,3% in peso e dello 0,2% per zone particolarmente critiche (tab. 2.12). Queste direttive sono in fase di revisione, come lo sono anche presso il CEN le caratteristiche nel nuovo gasolio (aromatico, cetano, ecc.). I nuovi limiti prevedono un contenuto di zolfo non superiore allo 0,2% in peso dall'l/10/1994 ed allo 0,05% dall'l/10/1996 (tab. 2.12); quest'ultimo limite vale invece, dall'l/l 0/95, per il 25% del gasolio commercializzato in ogni stato membro.
50
La normativa
V al ori limite Massa di riferimento Massa di ossido Massa combinata
Categoria di veicolo di carbonio di idrocarburi e di ossidi di azoto
RW(kg) LI (g/km) L2 (glkm) M (2) tutte
categoria I RW<= 1250 Nl (3) categoria II 1250 < RW <= 1700
categoria III 1700<RW
(l) Per i motori ad accensione spontanea (2) Eccettuati:
2.72 2.72 5.17 6.9
- veicoli destinati a trasportare piu di sei persone, compreso il conducente~ - veicoli la cui massa massima eccede 2500 kg.
(3) Ed i veicoli della categoria M specificati nella nota (2).
Tab. 2.11 - Valori limite previsti dalla direttiva 93159/CEE
DIRETTIVA CEE 75/716 DEL 24.11.1975 (Metodo di riferimento Norma EU EN 41 del nov. 1975)
GASOLIO TIPO A ZOLFO </= 0,5% INPES DA 01.10.1976 </= 0,3% DA 01.10.1980
GASOLIO TIPO B ZOLFO </= 0,8 % IN PES DA 01.10.1976 </= 0,5% DA 01.10.1980
0.97 0.97 1.40 1.70
DIRETTIVA CEE 87/219 DEL 30.03.1987 (Metodo di riferimento lP 336)
ZOLFO </= 0,3 % IN PES DA 01.01.1989 </= 0,05% DA 01.10.1996
PROPOSTA DI DIRETTIVA
ZOLFO </= 0,2 % IN PES DA 01.10.1994 </= 0,05% DA 01.10.1996
Tab. 2.12 - Qualità del gasolio
Massa di p articolato
L3 (glkm) 0.14 0.14 0.19 0.25
Inoltre la pressione dell'opinione pubblica e delle associazioni ambientaliste ha indotto il Consiglio dei Ministri della Comunità ad assumere atteggiamenti più evoluzionistici, cosa che ha portato:
51
D CD Q) a. n
Evoluzione storica delle nonnative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
-alla modifica del ciclo di guida ECE introducendo una parte extraurbana (fig. 2.7); - a limiti più bassi ed uguali per tutte le vetture~ - all'introduzione di una prova di ·durata di 80 km; -a fissare i limiti delle emissioni dal serbatoio con il metodo americano.
120.-
100 -
.80
60
40
.0) -·- C·
a. - E
«1 cn -·-0 .Q)
-...c· c
-.:. c O)
·w . m,_,
20 -
· Part One·
Elementary Urban. Cycle . -
- '!".
n n. ~ n
Part Two
Unoerpowered_ .. Y.~.~~~~.~~ .....
..,
"-,, n
n u
EUDC·
.. r
n l
()) c a.. E m
{/)
o u c: w
o~~-·:~~~~-~~~'~~~~~~~·~·n~·-'~-~~--~-----~! ~o · 195 195 195 195
... .... -.. ~
1220 .. .. -
Fig. 2. 7 - Ciclo europeo ECE 15 (urbano) più EUDC
400 Sec
In conclusione, in un arco di tempo inferiore a l O anni, si é ottenuta una riduzione delle emissioni gassose dei veicoli nuovi superiore al 50% ed una diminuzione ancora piu consistente del particolato (figg. 2.8, 2.9). I limiti citati sopra sono validi anche per gli autobus urbani.
Le leggi antinquinamento citate hanno avuto effetti positivi sull'ambiente e lo si pu6 dimostrare analizzando le figure 2.10 e 2.11.
52
... .. ...
La nonnativa
-~ ~
~ -~ ·e ;:s
Fig. 2.8 - Confronto temporale tra i limiti CEE di HC+NOx per i veicoli leggeri
ECE 15/04 35 30 25 20 15 10 5 o
1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989
Anno
Fig. 2.9 - Confronto temporale tra i limiti CEE per veicoli pesanti
R49
18 16 14 12 10 8 6 4 2 o
t-00 O\ - 00 O\
00 00 O\ O\ - - o
O\ O\ -
m co CCMC CHC
f!NOx IIIPart
Nella prima possiamo osservare l'andamento crescente del parco circolante in Italia negli ultimi 20 anni ed il conseguente aumento dei consumi di combustibile. Parallelamente, le direttive CEE hanno imposto una riduzione graduale degli inquinanti allo scarico degli autoveicoli (figg. 2.11 a 2.11 h) che hanno contrastato con risultati positivi l'inevitabile maggior inquinamento derivante da una tale crescita del parco veicolare. Cosa , in realta, sia avvenuto in atmosfera non é di facile rilevazione. A titolo di esempio, si cita che, per la citta di Torino, si dispone di dati (fig. 2.12) che attestano come, a fronte dell'aumento consistente del parco circolante, sia stata registrata una sensibile riduzione della quantita di CO emesso nell'aria e, ciò, per l'effetto positivo che le leggi europee antinquinamento hanno prodotto. Questo esempio dimostra che le leggi, quando la tecnologia é in grado di soddisfarne le richieste, sono efficaci ed é molto importante attuarle ..
53
25
20
15
10
5
o o ("'--0\ -
100 80
% 60 40 20 o
Evoluzione storica delle normative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
Fig. 2.10 - Andamento del parco circolante in Italia e relativi consumi di combustibile (benzina e gasolio)
-11-Parco vetture circolanti
-+--Totale consumi combustibili (benzina e gasolio)
N "'t' \0 ("'-- ("'-- ("'--0\ 0\ 0\ - - - 00 o
("'-- 00 0\ 0\ - - N
00 0\ - "'t' \0 00 O N "'t'
00 00 00 0\ 0\ 0\ 0\ 0\ 0\ 0\ 0\ 0\ ------
Fig. 2.11a - Andamento della progressiva riduzione delle sostanze inquinanti allo scarico per effetto delle direttive
comunitarie
260 VALORI EMISSIONI CO [grammi/prova]
.~ ·a v -e .s ~ o l,l.lU'J..C
Emendamenti da Direttive CEE E mis- 05/06 SlOnt Luxembourg
00 01 02 03 04 Agreement 07 base CILINDRATA (litril
< l' 4 l l' 4 - 2, o l > 2, o 1971 1975 1977 1979 1984 1988- 1991
(*) Proposta di Direttiva
54
00 o
08 (*)
1992
La normativa
%
100
80
60
40
20
o
Fig. 2.11b - Andamento della progressiva riduzione delle sostanze inquinanti allo scarico per effetto delle direttive comunitarie
VALORI DI EMISSIONE HC + NOx 53 [grammi/prova]
-o
Emendamenti da Direttive CEE E mis- 05/06 sioni Luxembourg
00 01 02 03 04 Agreement 07 base CILINDRATA (litri)
< l' 4 l l' 4 - 2, o l > 2, o
00 o
08 (*)
1971 1975 1977 1979 1984 1988- 1991 1992
(*) Proposta di Direttiva
Fig. 2.12 - Andamento delle vetture circolanti negli ultimi venti anni nell'area urbana di Torino e variazioni dei valori
medi della concentrazione di CO nell'aria
-Il-Vetture circolanti giornalmente nell'area urbana di Torino ....,._Valori medi di ossido di carbonio rilevati nell'atmosfera di Torino
55
Evoluzione storica delle nonnative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
2.2.3 La legislazione riguardante l'inquinamento da traffico in ITALIA
In Italia la normativa riguardante l'inquinamento atmosferico è stata la prima a nascere in materia di tutela dell'ambiente ed è stata fino ad ora (j fondata sulla legge 13/07/1966 n. 615 e sui regolamenti di attuazione del 1970-1971.
Precisamente la legge n. 615 del '66 riguarda i "Provvedimenti contro l'inquinamento atmosferico" e l'art. l cita: "L'esercizio di impianti termici, alimentati con combustibili minerali solidi o liquidi, a ciclo continuo od occasionale, nonchè l'esercizio di impianti industriali e di mezzi motorizzati, che diano luogo ad emissione in atmosfera di fumi, gas e odori di qualsiasi tipo atti ad alterare le normali condizioni di salubrità dell'aria e di costruire pertanto pregiudizio diretto o indiretto alla salute dei cittadini e danno ai beni pubblici o privati, sarà sottoposto alle norme di cui alla presente legge".
La legge in questione suddivide, ai fini della prevenzione dell'inquinamento atmosferico, il territorio nazionale in due zone di controllo, A e B, in base all'entità della popolazione ed a caratteristiche industriali od urbanistiche o geografiche o meteorologiche particolarmente sfavorevoli. Costituisce inoltre, presso il Ministero della Sanità, una Commissione centrale contro l'inquinamento atmosferico ed, in ogni capoluogo di Regione, un Comitato regionale contro lo stesso.
La legge 615 risulta quindi basata sulla ripartizione del territorio nazionale in zone di controllo dell'inquinamento atmosferico ed estende perciò la sua validità solo alle suddette zone, escludendo quelle che presentano parametri demografici e geografici esterni ai limiti imposti. Ciò determina la formazione di una "terza" zona, costituita dai comuni in cui non viene applicata la normativa sull'inquinamento atmosferico e che comprende più della metà del Paese. Inoltre il criterio di zonizzazione seguito crea delle asimmetrie tra Centro-Nord e Sud-Isole.
Il motivo di una mancata estensione uniforme della normativa su tutto il territorio nazionale risiede nel timore di un costo eccessivo e del sorgere di difficoltà di insediamento di industrie nel Sud. Una scelta, dunque, di politica economica e non certo ecologica. Inoltre il criterio di zonizzazione, adottato in questa legge come strumento di prevenzione, agisce in direzione contraria, incentivando ad installare nuovi impianti industriali all'esterno delle "zone" previste dalla norma, per sfuggire alla regolamentazione.
<·> Questa legge é stata recentamente abrogata dal Nuovo Codice della Strada.
56
La normativa
A riprova di quanto detto, è chiara la politica della CEE che impone limiti di qualità dell'aria da applicare in modo uniforme sul territorio, salvo l'inseverimento degli stessi nelle zone con maggiori problemi ambientali. Per quanto riguarda le sorgenti inquinanti, la norma prende in considerazione solo gli impianti termici di uso civile, gli stabilimenti industriali e gli autoveicoli, escludendo altri tipi di sorgenti inquinanti quali aerei, navi, macchine agricole, ecc.
L'inquinamento delle sorgenti fisse (impianti termici e stabilimenti industriali) viene controllato mediante i limiti di accettabilità "sulle emissioni alla fonte" e sulla "concentrazione" delle sostanze inquinanti nell'aria. Le emissioni delle sorgenti mobili (autoveicoli) sono controllate sia "sul prototipo "del veicolo, in fase di omologazione, che "in circolazione". Per i veicoli la norma esula dal principio della zonizzazione ed è applicabile su tutto il territorio.
La scelta perseguita dalla legge in esame di separare i contributi delle diverse fonti inquinanti non prende in esame l'effetto sull'ambiente dowto alla contribuzione delle stesse, limite che verrà superato dal D.P.C. dell' 83 con la definizione di limiti di qualità dell'aria come risultati di qualsiasi sorgente inquinante.
Da notare, ancora, che la legge 615 non abroga le precedenti norme, sia di carattere generale (per es. codice civile o penale) che di natura speciale; ciò comporta l'applicazione contemporanea delle normative preesistenti e della L615 nei comuni inseriti nella zonizzazione e quella delle sole leggi già esistenti nei restanti comuni. n capo VI art. 22 della legge riguarda i veicoli a motore e la definizione dei limiti di emissioni i quali vengono demandati al regolamento d'esecuzione della legge stessa.
Quest'ultimo viene emanato nel 1971, con D.P.R. 22/02/1971 n. 323, con il titolo: "Regolamento per l'esecuzione della L. 13/07/1966, n. 615, recante provvedimenti contro l'inquinamento atmosferico, limitatamente ai veicoli con motore diesel". n regolamento norma i limiti di capacità dei fumi emessi dallo scappamento dei veicoli nuovi ed in circolazione: i primi non devono superare il 45% per gli autobus urbani ed il 50% per tutti gli altri veicoli, i secondi il 65% ed il 70%, rispettivamente.
La legge 615 del '66 è stata seguita poi da altri due decreti del Ministero della Sanità riguardanti la suddivisione dei comuni tra le zone di controllo A e B: -D.M. Sanità 23/11/67
Ripartizione dei Comuni interessati alla prevenzione dell'inquinamento atmosferico nelle zone di controllo "A" e "B" previste dall'art. 2 dalla L 615/66 (G.U. 13110/67 n. 310);
-D.M. Sanità l 1/1/71
57
Evoluzione storica delle nonnative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
Trasferimento ed inclusione di Comuni interessati alla prevenzione dell'inquinamento atmosferico nelle zone di controllo "A e "B" previste dell'art. 2 della L 615/66 (G.U. 1/2/71 n. 26).
Sempre del '71 è la legge 3/6/71 n. 437: "Misure da adottare contro l'inquinamento atmosferico causato dai gas di scarico provenienti dagli autoveicoli equipaggiati con motori ad accensione comandata" (G.U. 7/7/71 n. 169) che completa l'attuazione della legge 615 per i veicoli equipaggiati con motore ad accensione comandata. Le sostanze inquinanti considerate sono l'ossido di carbonio e gli idrocarburi, i cui valori limite delle emissioni sono indicati, rispettivamente, nel 4,5% dei gas di scarico e nello O, 15% del carburante consumato. N o n vengono menzionate, nella legge, sanzioni penali specifiche e nemmeno la legge 615 prevede altri reati, ad eccezione di quello tipizzato per gli autoveicoli diesel, per i quali afferma che i veicoli a motore non devono produrre emanazioni inquinanti oltre i limiti fissati nel regolamento di esecuzione (art. 22 primo comma).
Segue, nel 1973, la legge 27/12/1973 n. 942: "Ricezione nella legislazione italiana delle Direttive CEE concernenti il ravvicinamento delle legislazioni degli stati membri relative alla omologazione dei veicoli a motore e dei loro rimorchi" e, nel 1975, il D.M. 7/3/1975: "Norme relative alla omologazione parziale CEE dei tipi di veicoli a motore per quanto riguarda le emissioni dei motori ad accensione comandata".
Bisogna attendere il 1982 per il recepimento della direttiva CEE del 1978 relativa al contenuto di piombo nella benzina con il D.P.R. 10/3/1982 n. 485: "Attuazione della Direttiva CEE n. 78/60 l relativa al contenuto di piombo nella benzina per motori ad accensione comandata destinati alla propulsione di autoveicoli".
Una tappa importante è costituita dal D.P.C.M. del 28/3/1983: "Limiti di accettabilità delle concentrazioni e di esposizione relativi a inquinanti dell'aria nell'ambiente esterno".
Tale decreto introduce una metodologia di pianificazione ambientale dal punto di vista dell'inquinamento atmosferico mediante: - l'adozione di limiti di accettabilità delle sostanze inquinanti in atmosfera, recependo, pur in
maniera parziale, le direttive CEE 80/779 sul biossido di zolfo e sulle particelle in sospensione e 85/203 sugli ossidi di azoto. Tali limiti sono valutati secondo il criterio qualitativo della concentrazione delle sostanze inquinanti nell'atmosfera e superano la distinzione spaziale in zone A e B di controllo dell'inquinamento atmosferico, previste dalla L 615/1966, estendendo la regolamentazione su tutto il territorio nazionale;
58
La nonnativa
- il riconoscimento alle Regioni della potestà di approntare speciali piani di risanamento dell'aria in caso di situazioni ambientali in cui vengano superati i limiti previsti. In tal caso i piani dovranno agire in modo da garantire il rispetto dei limiti "entro e non oltre dieci anni dalla data di entrata in vigore" del decreto.
I limiti definiti dal presente decreto, contenuti nelle tabb. 2.13 e 2.14 , elaborano quelli contenuti nella tabella 2.8 del DPR 15/6/1971 n. 322 riguardanti il contributo delle industrie all'inquinamento atmosferico totale, nell'art. 6 della L 18/12/1973 n. 880 circa il contributo delle centrali termoelettriche all'inquinamento atmosferico e nell'art. 9 della L 2/8/1975 n. 393.
Molte leggi sono state promulgate per adeguare la normativa italiana a quella comunitaria e, a questo scopo, di particolare interesse è la legge 183/1987 che predispone una complessa manovra normativa al fine di consentire, mediante misure organizzative, l'adeguamento dell'ordinamento interno agli atti normativi della comunità europea. La legge infatti stabilisce che il recepimento di una serie di direttive CEE, contenute in tre elenchi ad essa allegati, avvenga tramite decreti del governo entro 12 mesi dalla sua entrata in vigore.
In tal modo sono state recepite numerose direttive CEE mediante D.P.C.M. o D.M. di cui, relativi agli autoveicoli, sono: -il D.M. Trasporti 30/6/1988 n. 389
Recepimento della direttiva 88/76/CEE del 3/12/87 di modifica della direttiva 70/220/CEE relativa alle emissioni inquinanti prodotte dai motori di propulsione;
-il D.P.R. 24/5/1988 n. 203 Attuazione delle direttive CEE 80/779, 82/884, 84/360 e 85/203 concernenti norme in materia della qualità dell'aria, relativamente a specifici agenti inquinanti, e di inquinamento prodotto dagli impianti industriali, ai sensi dell'art. 15 della L 183/87. Precisamente la direttiva 80/779 riguarda i limiti per l'anidride solforosa e le particelle in sospensione; la 82/884 si riferisce ai limiti per il piombo nell'atmosfera, la 85/203 regolamenta i limiti per il biossido di azoto.
Quest'ultimo decreto disciplina gli impianti, le sorgenti di emissioni nocive, le caratteristiche dei combustibili, i valori limite e guida per gli inquinanti nell'ambiente esterno, i limiti delle emissioni ed i relativi metodi di campionamento. Inoltre vengono ripartite le competenze tra Stato, Regioni e Provincie delegando al primo solo quelle a carattere nazionale.
59
Evoluzione storica delle normative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
Tabella A (*)
Inquinante Biossido di zolfo S02 Mediana delle concentrazioni medie di
24 ore rilevate nell'arco di un anno . . . . . . . . . . 80 mg/m3 98° percentile delle concentrazioni medie di 24 ore rilevate nell'arco di un anno ...... 250 mg/m3
Biossido di azoto N02 Concentrazione media di un ora da non raggiungere più di una volta al giorno ...... 200 mg/m3
Ozono 03 Concentrazione media di un ora da non raggiungere più di una volta al mese ........ 200 mg/m3
Monossido di carbonio co Concentrazione media di 8 ore . . . . . . . . . . . . . . . . l O mg/mc Concentrazione media di l ora . . . . . . . . . . . . . . . . 40 mg/mc
Piombo Media aritmetica delle concentrazioni medie di 24 ore rilevate in l anno ............ 2 mglm3
Fluoro Concentrazione media di 24 ore . . . . . . . . . . . . . . 20 mg/m3 Media delle concentrazioni medie di 24 ore rilevate in l mese .............................. lO mg/m3
Particelle sospese Media aritmetica di tutte le concentrazioni medie di 24 ore rilevate nell'arco di l anno ..................................................... 150 mg/m3 95° percentile di tutte le concentrazioni medie di 24 ore rilevate nell'arco di l anno ..................................................... 300 mglm3
(l) Tutti i valori limiti riportati riguardano la concentrazione totale dell'inquinante presente nell'aria (*) La tabella è quella risultante dalla correzione degli errori così come disposto da Decreto 145 del
28 maggio 1983 "Avviso di rettifica al D.P. C.M. 28 marzo 1983"
T ab. 2.13 - Limiti massimi di accettabilità delle concentrazioni e limiti massimi di esposizione relativi ad inquinamenti dell'aria nell'ambiente esterno (standard di qualità) (l)
Le regioni hanno in carico: - la formulazione dei piani di rilevamento, prevenzione, conservaztone e risanamento del
proprio territorio; -la relativa fissazione dei valori limite e guida di qualità dell'aria nell'ambito dei piani anzidetti
per zone specifiche;
60
La normativa
- l'indirizzo ed il coordinamento dei sistemi di controllo e di rilevazione degli inquinanti atmosferici e l'organizzazione dell'inventario regionale delle emissioni;
- la predisposizione di relazioni annuali sulla qualità dell'aria da inviare ai Ministeri dell'ambiente e della sanità.
Tabella B (*)
Precursore Valori limite di concentrazione Condizioni per la validità del valore limite
Idrocarburi totali Concentrazione media di 3 ore Da adottarsi soltanto (escluso il metano) consecutive in periodo del giom nelle zone e nei periodi
da specificarsi secondo le zone dell'anno nei quali si a cura delle autorità regionali siano verificati supera-competenti: 200 mg/m3 menti significativi dello
standard dell'aria per l'ozono indicato nella tabella A
(*) Tabella corretta ai sensi del decreto 145 del28 maggio 1983
Tab. 2.14 - Valori per le concentrazioni massime nell'aria di precursori di inquinanti contenuti nella tabella ''A" da adottarsi subordina-tamente alla concorrenza di determinate condizioni
Le Provincie invece debbono redarre l'inventario provinciale delle emissioni atmosferiche. Il decreto inoltre modifica i limiti per il biossido di zolfo e di azoto, previsti dal DPCM 28/3/83, ne fissa i valori guida e modifica i metodi di prelievo definiti da quest'ultimo. Alla luce del recepimento delle direttive CEE citate, la tabella A dell'allegato l del D.P.C.M. del 28/3/1983 (tab. 2.13) viene modificata per essere adeguata ai nuovi standard di qualità dell'aria (tabb. 2.15a e 2.15b). Il recepimento delle Direttive CEE ha introdotto, nella normativa sull'inquinamento, il concetto di "valori guida di qualità dell'aria" intesi come limite delle concentrazioni massime per un determinato periodo di esposizione riferiti agli inquinanti atmosferici nell'ambiente esterno, destinati: - alla prevenzione a lungo termine; - alla salvaguardia della salute della popolazione; - alla costituzione di zone di protezione ambientale a cui sia riservata un'adeguata tutela della qualità dell'aria. Ciò comporta, ovviamente, che vengano effettuati dei controlli della qualità dell'aria per verificare il rispetto degli standard fissati. Inoltre è necessario pianificare le campagne di rilevamento e l'analisi degli inquinanti non tradizionali che necessitano di un grande impegno di
61
Evoluzione storica delle normative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
Tab. 2.15 a - Modifiche da inserire nella tabella A dell'allegato l del D.P.C.M 28.3.83 per l'adeguamento alle disposizioni delle Direttive comunitarie 801779 e 83/203
------·---l. Inclusione di un ulteriore standard di qualità dell'aria per il biossido di zolfo, definito come
segue: "Mediana delle concentrazioni medie di 24 ore rilevate durante l'inverno (dal l ottobre al 31 marzo) .. . 130 pglm3 ".
2. Raccomandazione di prendere tutte le misure atte ad evitare che il superamento del limite per il biossido di zolfo definito dal 98° percentile delle concentrazioni medie di 24 ore rilevate nell'arco di l anno (250 pglm3) avvenga per più di tre giorni consecutivi, e cercare di prevenire e ridurre detti superamenti.
3. Sostituzione delle standard per il biossido di azoto riportato nella tabella A dell'allegato l con un nuovo standard definito come segue: "98° percentile delle concentrazioni medie di l ora rilevate durante l'anno 200 pglm3 ".
------------------------------------·
Inquinante V al ore guida Periodo di riferimento
biossido di zolfo media aritmetica delle concentrazioni medie l aprile - 31 marzo di 24 ore rilevate in l anno ....... da 40 a 60 mg/m3 media di 24 ore ...... da 100 a 150 mg/m3 dalle ore O alle 24
!Particelle sospese media aritmetica delle concentrazioni medie l aprile - 3 l marzo (indice di fumi neri) di 24 ore rilevate in l anno ....... da 40 a 60
mg fumo nero equivalente/m3 media di 24 ore ...... da 100 a 150 mg fumo dalle ore O alle 24 nero equivalente/m3
biossido di azoto 50° percentile delle concentrazioni medie l gennaio - 31 dicembre di l ora rilevate in l anno ..... 50 mg/m3 98° percentile delle concentrazioni medie l gennaio - 31 dicembre di l ora rilevate in l anno . . . . 13 5 mg/m3
Tab. 2.15 b - Valori guida da introdu"e nella normativa nazionale per l'adeguamento alle disposizioni delle Direttive comunitarie 801779 e 831203
risorse sia economiche che di tempo. Ciò sottolinea il problema della mancanza di norme che prevedano stanziamenti per l'attrezzaggio ed il funzionamento dei servizi locali di rilevamento che necessitano di personale tecnico ed apparecchiature idonee.
62
La normativa
I criteri generali da seguire per effettuare il rilevamento della qualità dell'aria e per la successiva elaborazione e valutazione dei dati raccolti, sono stati definiti da un gruppo di studio della Commissione Centrale contro l'inquinamento atmosferico. Sono perciò indicati il numero e la localizzazione delle postazioni di controllo per il rispetto degli standard, il numero di dati rilevati e la loro distribuzione temporale nell'anno, considerati idonei per una valutazione corretta sul rispetto o meno dello standard di qualità dell'aria.
I criteri indicati sopra sono suscettibili di revisione, anche per essere aggiornati secondo le prescrizioni delle istruzioni tecniche della direttiva CEE 85/203, relativa al biossido di azoto. La legge 615 del 1966 affidava il rilevamento dell'inquinamento atmosferico alle Provincie ed in seguito anche il DPR 616/77 ha riservato a queste la gestione dei servizi di rilevamento ed il controllo degli impianti industriali, lasciando ai Comuni compiti analoghi per gli impianti termici e le fonti mobili. Con la legge della riforma sanitaria 833/78 sono state trasferite alle USSL le attrezzature tecniche dei Laboratori Chimici provinciali senza assegnare loro, però, il personale tecnico necessario. Ciò ha comportato un grave ostacolo, in molte Regioni italiane, alla corretta applicazione delle norme in vigore sull'inquinamento atmosferico. n referendum dell'aprile 1993 ha in parte rimosso questo ostacolo, togliendo alle USSL i compiti in materia di inquinamento atmosferico. Quest'ultimo infatti richiede un servizio ad hoc che si occupi, a tempo pieno e con le adeguate strutture, del problema del controllo e del rilevamento.
Appare prepotente l'esigenza di una legge quadro in tema di inquinamento atmosferico che sostituisca la legge 615/66, abrogata dal nuovo codice della strada, e riordini e colmi le lacune in modo definitivo nella normativa di settore.
Ritornando al DPR 24/5/1988 n. 203, che ha recepito alcune direttive CEE pubblicate negli anni '80, è bene sottolineare che il decreto contiene anche altri aspetti importanti quali: - una definizione più precisa delle procedure di autorizzazione per interventi nel settore; -la determinazione delle competenze in materia relative allo stato, al Ministro dell'Ambiente,
alle Regioni ed alle Provincie. Un aiuto alla comprensione di questo decreto, riferito alle Regioni, è contenuto nel DPCM del 21 luglio 1989: "Atto di indirizzo e coordinamento alle Regioni, ai sensi dell'art. 9 della legge 349/1986, per l'attuazione e l'interpretazione del DPR 203/1988".
Nel 1989, 5 giugno, viene emesso un altro decreto, da parte del Ministro dell'Ambiente, relativo ai: "Limiti delle emissioni di sostanze inquinanti da parte di veicoli a motore", successivamente modificato dal D.M. Ambiente 21 giugno 1990: "Modificazioni al D.M. 5 giugno 1989".
63
Evoluzione storica delle normative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
Questo decreto, e poi la sua modifica, riprendendo il DM 30/6/88 n. 389 e le direttive CEE già citate, definiscono le norme per l'omologazione dei veicoli e le date di decorrenza della
medesima: 3
- dall'entrata in vigore del decreto per i veicoli con cilindrata superiore a 2000 cm ; 3
- dal l o luglio 1992 per i veicoli con cilindrata inferiore a 1400 cm ; 3
- dal l o ottobre 1991 per i veicoli con cilindrata compresa tra 1400 e 2000 cm ; - dal l o ottobre 1989 per i veicoli dotati di un motore ad accensione spontanea mentre dal l o
ottobre 1994 per i veicoli di cilindrata compresa tra 1400 e 2000 cm3, con motore ad accensione spontanea del tipo ad iniezione diretta.
Riguardo le immissioni in circolazione le date previste sono: - l o aprile 1990 per i veicoli con cilindrata superiore a 2000 cm
3;
3 - dal 31 dicembre 1992 per i veicoli con cilindrata inferiore a 1400 cm ; - dal l o ottobre 1993 per quelli di cilindrata intermedia; - dal l o ottobre 1990 per i veicoli dotati di un motore ad accensione spontanea e dal l o ottobre
1996 per quelli con medesimo motore, ma del tipo ad iniezione diretta, di cilindrata intermedia (1400- 2000 cm
3).
L'art. 12 del presente decreto, inoltre, abroga il D.M. 30/6/1988 n. 389.
Sono recente emanazione del Ministro dell'Ambiente alcuni importanti criteri relativi alla qualità dell'aria, tra cui: - il D.M. 20 maggio 1991: "Criteri per la raccolta dei dati inerenti la qualità dell'aria", che regolamenta: •le caratteristiche tecniche dei sistemi di rilevamenti ed i criteri con cui devono essere raccolti i dati; •l'assegnazione delle competenze circa il controllo, la gestione e l'esercizio di tali sistemi; •le procedure secondo cui affrontare le situazioni di emergenza od il superamento dei limiti.
T al e decreto intende porre le basi per una rete di monitoraggio strutturata e suddividere le competenze tra Stato, Regioni e Provincie, dove, queste ultime risultano l'anello operativo.
Nello stesso giorno il Ministero dell'ambiente promulga un altro decreto: "Criteri per l'elaborazione dei piani regionali per il risanamento e la tutela delle qualità dell'aria", che risulta la logica prosecuzione del precedente. Infatti il passo successivo al monitoraggio della qualità dell'aria è la stesura di un piano di risanamento o di tutela come soluzione di eventuali problematiche ambientali monitorate.
64
La normativa
Tali piani si pongono come obiettivo il risanamento delle aree a rischio o in cui si abbia avuto il superamento dei limiti di qualità dell'aria e la tutela dell'ambiente mediante azioni di prevenztone. Il livello di azione di questo strumento sarà regionale con possibilità di sviluppo per fasi e con priorità a particolari aree territoriali più compromesse. L'aggiornamento è previsto con scadenze triennali, come anche quello dei criteri, per il quale ci si avvale di un'apposita commissione tecnico-scientifica composta da rappresentanti dei ministeri dell'ambiente, della sanità e delle regioni. Precedente all'elaborazione dei piani, deve essere il censimento delle emissioni inquinanti che costituisce la base per predisporre un inventario delle stesse. A tal fine il decreto propone la definizione di una nomenclatura delle attività rilevanti per la valutazione delle emissioni inquinanti dell'aria che segue la metodologia adottata nell'ambito del progetto CEE CORINAIR e che vede il settore dei trasporti alla voce n. 5. Tale voce suddivide i trasporti in sottocategorie: -il trasporto su strada ripartito a sua volta in: • automobili e veicoli leggeri su: · · autostrade, · · strade extraurbane, ·· strade urbane; • veicoli pesanti ed autobus con la medesima classificazione dei precedenti; • motocicli con cilindrata inferiore a 50 cm
3;
• motocicli con cilindrata superiore a 50 cm3
con la stessa classificazione per tipo di strada percorsa;
• motori a benzina - emissioni evaporative; - il trasporto aereo riferito agli aereoporti; -il trasporto ferroviario; -i porti; - il trasporto sulle vie di navigazione interna.
Sempre del mese di maggio è la circolare del ministro per i problemi delle aree urbane n. 1196 (28/5/1991): "Indirizzi attuativi per la fluidificazione del traffico urbano, anche ai fini del risparmio energetico". Tale circolare, nell'ambito delle azioni previste dal Piano Nazionale per il risparmio di energia, vuole definire una serie di indirizzi per l'attuazione di piani urgenti per la fluidificazione del traffico veicolare sulle principali strade urbane. A tale scopo si auspica una riduzione dell'uso del trasporto privato a vantaggio di quello pubblico ed un sistema di controllo e tariffazione delle soste per disincentivare il primo. Una delle ricadute di tali piani sarebbe anche una diminuzione di un'importante fonte di emissioni inquinanti e quindi un miglioramento delle condizioni ambientali.
65
Evoluzione storica delle normative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
A seguito di questa circolare, ed in tema con la stessa, il 20 novembre 1991, il Ministro dell'ambiente, di concerto con il Ministro per i problemi delle aree urbane, emana l'ordinanza: "Misure urgenti per il contenimento dell'inquinamento atmosferico e del rumore nel comune di Torino". L'ordinanza ha preso le mosse dal frequente superamento dei limiti di concentrazione stabiliti per gli inquinanti nella città di Torino, nel periodo invernale, ed ha avuto applicazione dal l o
gennaio 1992 al 30 aprile 1992. I punti focali dell'ordinanza si concentrano sul contenuto di zolfo nel gasolio da autotrazione (non superiore allo O, l% in peso) ed a quello di benzene nelle benzine con e senza piombo (inferiore al 2,5% in volume) e di aromatici (inferiore al 33% in volume). Viene fatto riferimento inoltre anche ai combustibili per gli impianti industriali e civili che devono avere un tenore di zolfo inferiore allo 0,2% in peso. Infine venivano date le istruzioni nei casi di raggiungimento dei livelli di attenzione e di allarme indicando i provvedimenti da adottare da parte del sindaco e del presidente dell'amministrazione provinciale. Questi ultimi sono i titolari degli interventi individuati nell'ambito dei progetti di disinquinamento atmosferico e acustico (DISIA).
In seguito a tale ordinanza e nell'ambito dei progetti DISIA il decreto del ministero dell'ambiente del 5/12/1991 approva il finanziamento al comune ed alla provincia di Torino di progetti di disinquinamento atmosferico ed acustico per una somma di l O miliardi.
L'ordinanza del 20 novembre 1991 non è stata indirizzata solo al comune di Torino, bensì anche a quelli di Bari, Bologna, Catania, Firenze, Genova, Milano, Napoli, Palermo, Roma e Venezia e, vista la gravità del problema, dà seguit o ad una successiva ordinanza del 20 dicembre 1991 che norma le disposizioni attuative, in tema di prodotti petroliferi, dell'ordinanza già citata del 20 novembre; viene fissata la decorrenza del l o gennaio 1992 per la produzione delle raffinerie od importazione nei depositi dei prodotti destinati alle undici città citate nell'ordinanza e quella del l o febbraio 1992 fino al 30 aprile 1992 per i prodotti da immettere al consumo. A ruota segue, il 28/12/1991, un'ulteriore ordinanza interministeriale, in tema di prevenzione dell'inquinamento atmosferico ed acustico, che pone i limiti del l o gennaio 1992 per la messa a punto dei sistemi di rilevamento dell'inquinamento atmosferico delle città in questione, da completare entro il 31 dicembre 1992. Dal l o febbraio 1992, invece, hanno efficacia i livelli di attenzione ed allarme con le conseguenti misure previste. Tra queste vengono citate: - l'informazione alla popolazione; - la riduzione del numero di auto in sosta e la fluidificazione della circolazione; - la riduzione del numero di auto circolanti;
66
La nonnativa
- il potenziarnento dei mezzi pubblici. Il presente decreto inoltre, recepisce la direttiva CEE 91/441 concernente l'omologazione parziale CEE dei veicoli a motore circa le emissioni inquinanti prodotte dai gas di scarico.
Il D.P.R. 10/1/1992 riprende i concetti visti ora approvando l'atto di indirizzo e coordinamento in materia di sistemi di rilevazione dell'inquinamento urbano. In tal modo conferisce alle Regioni la possibilità di individuare, in base alla raccolta dei dati di qualità dell'aria (le reti di monitoraggio devono essere completate), zone a rischio di territorio dove le autorità competenti devono gestire le situazioni di emergenza. Tra queste sono annoverate le restrizioni della circolazione quali quella a targhe alterne.
L'attenzione viene riportata nuovamente sui veicoli con il decreto interministeriale del 24 febbraio 1992: "Approvazione dei dispositivi per l'abbattimento delle emissioni inquinanti prodotte dagli autoveicoli in circolazione muniti di motore ad accensione comandata". n decreto si applica agli autoveicoli rientranti nel campo di applicazione della direttiva n. 70/220/CEE, e sue modificazioni, equipaggiati con motore ad accensione comandata. n dispositivo "retrofit", installato dopo l'immatricolazione del veicolo, consente di abbattere le emissioni inquinanti e viene omologato dalla motorizzazione come unità tecnica indipendente. Tale omologazione viene concessa se: - i valori di emissioni sono inferiori del 50% a quelli previsti dalla tabella 7 .1.1.1 dell'allegato I
della direttiva n. 83/3 51/CEE; - il retrofit corrisponde alle prescrizioni della direttiva n. 70/157 /CEE, aggiornata, per i
dispositivi silenziatori di scarico di sostituzione; - il veicolo è munito di protezione del pianale per evitare surriscaldamenti dello stesso e ridurre
i rischi di incendio dovuti al dispositivo; - il veicolo funziona con benzina senza piombo secondo la direttiva n°85/21 O/CEE ed il
rifornimento sia impossibile con altro tipo di carburante.
Un ulteriore decreto su questo tema segue il 23 marzo 1992: "Nuovi limiti alle emissioni di gas inquinanti prodotti dai motori ad accensione spontanea destinati alla propulsione dei veicoli", che vengono successivamente prorogati dal D .M. 23 agosto 1993. La norma fornisce la definizione di "veicolo" e di "tipo di motore ad accensione spontanea", sancisce il controllo sulla conformità della produzione con il tipo omologato da parte della Motorizzazione Civile e consente l'omologazione per i veicoli e per i motori che soddisfano le prescrizioni tecniche relative all'inquinamento atmosferico contenute nel decreto. Inoltre fissa le date del l o luglio 1992 e l o ottobre 1995, a partire dalle quali non viene concessa l'omologazione ai veicoli le cui emissioni non siano conformi ai valori stabiliti dal decreto e le date del l 0 ottobre 1993 e l o ottobre 1996 per l'immatricolazione.
67
Evoluzione storica delle normative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
La data del l o ottobre, per l'immatricolazione, è stata prorogata, dal D.M. 23/8/1993, al 30 settembre 1994 per i veicoli di tipo omologato rispondenti alle prescrizioni della direttiva 88/77 /CEE o del regolamento ECE/ONU 49/0 l. Completano il decreto numerosi allegati tecnici sulle procedure di omologazione, sulle prove da eseguire sul veicolo, sui sistemi di analisi e campionamento, sui fattori di correzione da usare nella definizione degli inquinanti e sulla definizione delle categorie internazionali dei veicoli.
Il decreto presidenziale del 27 marzo 1992, n. 309 non risulta legato al problema dell'inquinamento da traffico, ma va citato perchè fornisce un regolamento per l'organizzazione delle competenze di diversi servizi ambientali tra cui quello per l'inquinamento atmosferico ed acustico.
Il D.M. 6/5/1992: "Definizione del sistema nazionale finalizzato al controllo ed assicurazione di qualità dei dati di inquinamento atmosferico ottenuti dalle reti di monitoraggio", riprende due decreti già citati, 20/5/1991 e 28/3/1983. L'obiettivo è di definire un sistema nazionale adibito al controllo della qualità dei dati di inquinamento atmosferico rilevati dalle reti di monitoraggio (D.M. 20/5/1991) al fine di: - promuovere la qualità dei dati; - definire le procedure di validazione degli stessi anche con l'obiettivo di calibrare le
apparecchiature di rilevamento; - verificare il corretto funzionamento delle apparecchiature e stabilire metodologie di controllo
delle stesse. TI sistema deve essere articolato su tre livelli: - provinciale, con compiti di controllo primario del funzionamento della rete e sulla correttezza
della qualità dei dati; - regionale, con compiti di verifica della bontà dei dati generati a livello provinciale; - nazionale, con funzioni di coordinamento generale del sistema. Il controllo generale è svolto da un apposito comitato istituito dal Ministro dell'ambiente: il CENIA (CEntro Nazionale degli Inquinamenti Atmosferici).
In riferimento alle prove da effettuare sulle emissioni inquinanti dei veicoli a combustione interna, in conformità alla direttiva CEE 70/220 e successive modificazioni, il decreto del ministero dei trasporti del 20 giugno 1992 determina i "diritti aggiuntivi da corrispondere ai sensi della legge l o dicembre 1986, n. 870" e ne determina le modalità di versamento.
I decreti riferiti alle reti di raccolta dei dati di inquinamento, ai piani di risanamento e le ordinanze relative a situazioni allarmanti di qualità dell'aria, hanno come epilogo il D.M. 12 novembre 1992, emanato dal Ministero dell'ambiente di concerto con i ministri per le aree
68
La nonnativa
urbane, della difesa, dei lavori pubblic~ dei trasporti, dell'industria, del commercio e dell'artigianato e della sanità, riguardante i: "Criteri generali per la prevenzione dell'inquinamento atmosferico nelle grandi zone urbane e disposizioni per il miglioramento della qualità dell'aria". Il decreto riprende molti concetti già espressi in leggi precedenti e si pone come obiettivo di fornire alle autorità competenti dei criteri di azione per la tutela ed il miglioramento della qualità dell'aria e per affrontare episodi acuti di inquinamento atmosferico. Vengono inoltre definiti i livelli di attenzione e di allarme per gli inquinanti. Il campo di applicazione del decreto è l'intero territorio nazionale con riferimento alle zone particolarmente esposte e soggette a rischio e dotate di apposita rete di rilevamento dati. In caso di assenza di quest'ultima, ne deve essere subito avviata l'installazione da parte dell'autorità competente e l'applicazione del decreto le risulta successiva. L'autorità competente, rappresentata dal presidente della giunta regionale, dal sindaco o da un suo delegato, costituisce un organo tecnico per lo svolgimento delle funzioni previste dal decreto. Quest'ultimo risulta costituito da rappresentanti del Presidio multizonale di prevenzione (PMP) e, se istituito, dal Centro Operativo Provinciale (COP). L'autorità competente, mediante l'organo tecnico, adotta un piano di intervento operativo che definisce i provvedimenti per la prevenzione di fenomeni acuti nelle zone a rischio e per il fronteggiamento degli stessi quando si verificano. L'organo tecnico, inoltre, quando vengono raggiunti lo "stato di attenzione" e lo "stato d'allarme", deve informare l'autorità competente che prende i provvedimenti necessari ed informa la popolazione. I livelli di attenzione e di allarme, nonchè i criteri generali da adottare nei piani operativi vengono aggiornati ogni anno entro il30 settembre. Nel 1992 viene approvato, con decreto legislativo 30 aprile n° 285, il nuovo codice della strada<"'> , revisione delle norme riguardanti la circolazione stradale delegata dal Parlamento al Governo con la legge 13 Giugno 1991 n° 190. Tale delega annovera, tra i criteri da seguire, la volontà di salvaguardare l'ambiente mediante installazione di dispositivi di monitoraggio dell'inquinamento acustico ed atmosferico nei punti di maggiore intensità di traffico e mediante un'apposita normativa di tutela. Seguendo tali principi informatori il nuovo codice della strada provvede ad abrogare una serie di norme, richiamate ed elencate nell'art. 231 del codice. Tra queste (dal 1/1/93) si annovera la già citata legge 31/7/1966 n° 615: "Provvedimenti contro l'inquinamento atmosferico".
(*) Le prescrizioni del codice sono state, in seguito, soggette a revisione; in particolare dal decreto legislativo del 10 settembre 1993, n o 360: "Disposizioni correttive e integrative del codice della strada, approvato con decreto legislativo 30 aprile 1992, n o 285".
69
Evoluzione storica delle normative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
n codice della strada si occupa dei problemi dell'inquinamento da traffico principalmente nel Titolo terzo "Dei veicoli" -Capo ID: Veicoli a motore e loro rimorchi, negli articoli 71, 79 e 80 e nella Sezione I "N orme costruttive e di equipaggiamento ed accertamenti tecnici per la circolazione" .
L'art. 71 dispone che le caratteristiche costruttive e funzionali dei veicoli a motore e dei loro rimorchi, riguardanti la "protezione dell'ambiente da ogni tipo di inquinamento", siano soggette ad accertamento. n Regolamento di esecuzione, richiamando, all'art. 227, il succitato art. 71, afferma che le prescrizioni tecniche, relative alle caratteristiche costruttive e funzionali attinenti alla protezione ambientale, sono stabilite in funzione dei limiti massimi di accettabilità, fissati, con decreto, dal Ministro dell'ambiente, di concerto con i Ministri dei trasporti e della sanità, secondo la competenza conferitagli dalla legge 3 marzo 1987 n° 59, art. 10. Prevede inoltre, la possibilità di stabilire ulteriori caratteristiche, costruttive e funzionali, in aggiunta a quelle già previste.
L'art. 79, "Efficienza dei veicoli a motore e i loro rimorchi in circolazione .. , introduce l'obbligo di mantenere i veicoli (ed i rimorchi) in condizioni di massima efficienza ed in modo da contenere il rumore e l'inquinamento entro i limiti fissati dall'art. 23 7 del Regolamento di esecuzione. Quest'ultimo espone le prescrizioni tecniche, le caratteristiche funzionali ed i dispositivi di equipaggiamento di cui devono essere dotati i veicoli. Precisamente, per il contenimento delle emissioni inquinanti, è d'obbligo rispettare il valore limite stabilito dalla Direttiva 92/5 5/CEE dal Consiglio del 22 giugno 1992, che modifica la precedente direttiva 77 /143/CEE, concernente il ravvicinamento degli stati membri, relativa al controllo tecnico dei veicoli a motore (emissione dei gas di scarico).
L'art. 80 "Revisione .. , prevede, al comma l 0 , la revisione generale o parziale dei veicoli a motore (e rimorchi) per accertare che siano mantenute "le condizioni di sicurezza nella circolazione e di silenziosità e che i veicoli stessi non producano emanazioni inquinanti superiori ai limiti prescritti ... ". n comma so aggiunge che "gli Uffici della Direzione generale della M.C.T.C., anche su segnalazione degli organi di polizia stradale", possano ordinare la revisione dei veicoli in caso di dubbi sui "requisiti di sicurezza, rumorosità ed inquinamento prescritti". In tema di revisione, inoltre, il D.M. 15/1211993: "Revisione generale dei veicoli a motore e dei rimorchi per l'anno 1994", inasprisce il controllo dei veicoli. Infatti prevede, nel 1994, la revtstone:
- delle autovetture ad uso privato immatricolate per la prima volta con targa civile italiana entro il 31 Dicembre 1983;
70
La nonnativa
- degli autocarri ed autoveicoli per uso speciale o per trasporti specifici di cose, aventi massa complessiva a pieno carico non superiore a 3.500 kg;
- quadricicli a motore, immatricolati, con targa pari, per la prima volta entro il 31 dicembre 1991 ed anche se sottoposti a revisione nell'anno 1993 o precedenti.
Il problema dell'inquinamento atmosferico da traffico è trattato, dal Codice della Strada, anche nel Titolo VII "Disposizioni finali e transitorie, Capo I (Disposizioni finali). In particolare, l'art. 227 (Servizi e dispositivi di monitoraggio ), al comma l 0 , statuisce che debbano essere installati dei dispositivi di monitoraggio per il rilevamento della circolazione nell'ambito dell'intero sistema viario al fine di individuare i punti di maggiore congestione del traffico. T ali dispositivi devono essere affiancati, "o ve ritenuto necessario", da sistemi per il rilevamento dell'inquinamento acustico ed atmosferico (comma 2°). In riferimento all'articolo succitato, il Regolamento di esecuzione (art. 404) afferma che gli enti proprietari della strada debbano installare i dispositivi di monitoraggio lungo ogni arteria, seguendo i criteri previsti dalle direttive comunitarie e dalla circolare che il Ministro dei Lavori Pubblici deve emanare entro il mese di febbraio 1993. Lo stesso vale per i dispositivi per il rilevamento acustico ed atmosferico secondo la direttiva del Ministro dell'Ambiente (sentito il Ministro dei LL.PP.) che individua l'ubicazione e le modalità di installazione e funzionamento dei medesimi. I dati raccolti dovranno essere inviati, mensilmente, all'archivio nazionale delle strade, istituito dall'art. 226/1 o del codice della Strada.
Il D.M. 15/12/1992 n. 572: "Regolamento recante norme sui dispositivi antinquinamento dei veicoli adibiti a taxi o ad autonoleggio con conducente": riprende l'art. 12, comma 7, della legge 15/1/1992 n. 21 e stabilisce che i suddetti veicoli debbano essere muniti di appositi "dispositivi atti a ridurre i carichi inquinanti": - marmitte catalitiche di prima installazione o dispositivi catalizzatori di sostituzione (retrofit)
installati dopo la prima immatricolazione del veicolo con motore ad accensione comandata; - i dispositivi di alimentazione e di scarico, indicati nella scheda informativa riguardante
l'omologazione CEE, che contengano le emissioni entro i limiti stabiliti dalla direttiva CEE 91/441, per i veicoli con motore ad accensione spontanea.
Conclude l'anno la legge regionale del Lazio n. 58 del 21112/1992 riguardante: "Disposizioni per contribuire al contenimento dei fenomeni di inquinamento atmosferico ed acustico attraverso la promozione e l'attuazione di provvedimenti di coordinamento del trasporto pubblico, di pianificazione del traffico, di organizzazione e di potenziamento dei servizi, di adeguamento dei veicoli". La legge persegue la finalità di proporre delle norme che consentano di ottenere una riduzione dell'inquinamento atmosferico ed acustico provocato dal traffico veicolare. Ciò è possibile
71
Evoluzione storica delle normative in tema di inquinamento causato dagli autoveicoli
attuando una serie di interventi mirati alla fluidificazione del traffico, all'incentivazione dell'uso del mezzo pubblico ed all'uso di carburanti depurati ed alternativi o, meglio ancora, allo sviluppo di sistemi a trazione elettrica. Questi interventi, frutto di appositi studi di fattibilità, dovranno essere contenuti in appositi
piani di·bacino e piani urbani del traffico (P.U.T.). La legge inoltre stabilisce il quadro finanziario-operativo di riferimento e le fasi di attuazione: - la prima, "di elaborazione e formazione degli strumenti di coordinamento dei trasporti, di
pianificazione del traffico, di organizzazione e di ristrutturazione dei servizi pubblici di trasporto";
-la seconda, "di realizzazione di interventi infrastrutturali ed acquisizione di beni individuati negli strumenti di coordinamento dei trasporti, di pianificazione del traffico, di organizzazione e potenziamento dei servizi pubblici".
N el 1993, il Referendum del I 8 - 19 aprile, ha sottratto alle US SL le competenze ambientali. La svolta è importante perchè l'intento era di creare una nuova struttura pubblica dotata di autonomia e multireferente dei confronti di tutte le Amministrazioni dello Stato. In seguito all'esito del referendum vennero presentate molte proposte di legge, ma, poichè non ne venne approvata nessuna, il Governo emanò un decreto per tamponare la carenza legislativa, datato 4 dicembre 1993, n. 496. Il 23 dicembre il Senato approvò il nuovo testo, modificando il DL n. 496, che venne, infine, definitivamente approvato dalla Camera il 12 gennaio 1994. Sorge così l'organizzazione destinata al controllo dell'ambiente definita come "Agenzia Nazionale per la Protezione dell'Ambiente (ANPA).
Quest'ultima è controllata dal Ministero dell'Ambiente e diretta da un Consiglio di Amministrazione, da un Direttore e dal collegio dei revisori dei conti.
Il campo di attività tecnico-scientifiche dell'ANP A è molto vasto e riprende i modelli dell'EPA statunitense e di altre Agenzie di alcuni paesi CEE (Art. 01): - promozione della ricerca di base sui fenomeni di inquinamento, sulle condizioni di rischio e
sulla tutela degli ecosistemi;
- raccolta e pubblicazione dei dati sullo stato ambientale anche mediante un opportuno sistema informativo e di monitoraggio;
- elaborazione dati e informazioni sull'ambiente e promozione di programmi di divulgazione; - proposte di limiti di accettabilità degli inquinanti e di standard di qualità dell'aria, delle risorse
idriche e del suolo; proposte per lo smaltimento dei rifiuti; - cooperazione con l'Agenzia Europea dell'ambiente e con ristituto statistico delle Comunità
europee (EUROSTAT);
- promozione e ricerca di Tecnologie compatibili con l'ambiente; - verifica della congruità ed efficacia tecnica delle norme ambientali;
72
La normativa
- controllo dei fattori fisici, chimici e biologici dell'inquinamento acustico, dell'aria, delle acque e del suolo;
- supporto tecnico-scientifico agli organi che si occupano di valutazione e prevenzione dei rischi;
- controllo di attività che utilizzano l'energia nucleare a scopi pacifici; - studi di supporto alla valutazione di impatto ambientale; ed infine tutte le attività connesse alle competenze in campo ambientale. Inoltre l'ANP A svolge le attività di indirizzo e coordinamento tecnico delle Agenzie regionali per rendere omogenee, a livello nazionale, le metodologie seguite nell'esercizio dei vari compiti e le attività di consulenza e supporto tecnico-scientifico del Ministero dell'ambiente.
Un aspetto importante di questa nuova legge è la costituzione delle Agenzie regionali, organizzate in settori tecnici e strutturate in dipartimenti provinciali o sub-provinciali ed in servizi territoriali. Inoltre queste sono dotate di autonomia tecnico-giuridica, amministrativa, contabile e sono poste sotto la vigilanza della Presidenza della Giunta. L'Art. 03, comma l, prevede l'isituzione di "Agenzie regionali" (provinciali per Trento e Bolzano), con articolazioni territoriali per "lo svolgimento delle attività di interesse regionale di cui all'Art. 01 e delle ulteriori attività tecniche di prevenzione, di vigilanza e di controllo ambientale, eventualmente individuate dalle regioni". Le agenzie regionali saranno costituite da: - Presidi Multizonali di Prevenzione (PMP); -servizi delle USSL che svolgono attività del tipo di quelle contenute nell'Art. O l; il cui personale sarà affiancato da unità provenienti dall'ENEA, dall'Istituto superiore di sanità, dall'Istituto superiore per la prevenzione e la sicurezza del lavoro e da altre amministrazioni pubbliche. Le strutture tecniche provinciali delle Agenzie sono poste alle dipendenze funzionali delle provincie ed, "in attesa delle leggi regionali di cui all'articolo 03, le provincie esercitano le funzioni amministrative di autorizzazione e di controllo per la salvaguardia dell'igiene dell'ambiente".
L'ANP A, infine, può stipulare apposite convenzioni con il Ministero dell'Ambiente e con l'ENEA ed accordi di programma con enti ed istituzioni di ricerca pubblici e privati al fine di individuare attività di ricerca per l'espletamento dei compiti dell'Agenzia stessa. Le attività dell'ANP A, inoltre, devono essere contenute in un programma triennale in base al quale, annualmente, il Consiglio di Amministrazione adotta il piano di lavoro. L'ANP A, inoltre, fa parte del Sistema statistico nazionale.
73
CAPITOLO III
LE EMISSIONI INQUINANTI DEI VEICOLI A MOTORE
Processo di combustione e fonnazione degli inquinanti nei motori alternativi
scintilla della candela. La ricchezza r della miscela di aria e benzina, formatasi all'esterno del cilindro e quindi relativamente omogenea, deve, per assicurare che la propagazione della deflagrazione avvenga gradatamente, rimanere nei limiti abbastanza ristretti intorno al rapporto stechiometrico (r = l). La potenza sviluppata ad un dato regime è regolata dal cambiamento della pressione di immissione e quindi della massa di miscela immessa nel cilindro.
La ricchezza della miscela è definita dal rapporto della quantità di aria e di benzina introdotte nel motore in un dato istante. La miscela viene detta stechiometrica quando la quantità di aria è appena sufficiente per una combustione completa; viene, invece, detta "povera" quando la quantità di aria è in eccesso e "ricca" quando è in difetto. La combustione stechiometrica di un grammo di benzina necessita di 14,6 grammi di aria. Le emissioni di CO, HC e NOx, in funzione della ricchezza della miscela, variano come nello schema di fig. 3 .l da cui si constata che: - con la miscela stechiometrica le emissioni di CO e HC sono contenute mentre quelle di NOx
sono elevate a causa dell'alta temperatura nei cilindri; - con la miscela ricca le emissioni di CO e HC sono consistenti, essendo la combustione
incompleta per mancanza d'aria. D'altro canto le quantità di NOx sono contenute poichè la temperatura è relativamente bassa;
- con la miscela povera o molto povera si registrano deboli quantità di CO e di NOx e alti valori di HC a causa delle basse temperature.
Variazioni relative
Miscela ricca t t t t t Miscela povera
12 14,6 16 18 20 g di aria per l g di benzina
Fig. 3.1 - Emissioni di CO, HC e NOx in funzione della ricchezza della miscela (HECQ e Coli., 1980)
78
Le emissioni inquinanti dei veicoli a motore
Formazione del monossido di carbonio La formazione di CO avviene come una tappa intermedia del processo generale di ossidazione completa degli idrocarburi il cui prodotto finale è la C02. La velocità di ossidazione del combustibile dipende dai seguenti fattori: - concentrazione disponibile, globalmente o localmente, in ossigeno od in ossidanti; - temperatura dei gas; - tempi disponibili per lè reazioni. Nel motore ad accensione comandata, le etmsstoru di CO dipendono direttamente dalla ricchezza della miscela immessa. Se la miscela è ricca, le concentrazioni di CO aumentano rapidamente con l'eccesso di carburante poichè il difetto di ossigeno provoca necessariamente una combustione incompleta. N ella realtà, in caso di miscela povera, le concentrazioni di CO non sono nulle, ma rimangono molto basse e variano debolmente con la ricchezza della miscela. Vi sono anche alcuni effetti secondari che possono contribuire alla formazione di CO: - raffreddamento della miscela quando si avvicina alle pareti che provoca un rallentamento
delle cinetiche chimiche; - ossidazione parziale degli idrocarburi incombusti durante la fase di scarico.
Formazione degli ossidi di azoto L'ossido di azoto che si forma principalmente nel motore alla temperatura di combustione è il monossido di azoto NO. La sua trasformazione in N02 avviene in presenza di ossigeno, in particolare nell'aria atmosferica. I principali parametri di costruzione o di regolazione che interessano le emissioni di NO, nel caso del motore ad accensione comandata, sono elencati di seguito in ordine di importanza decrescente: - ricchezza della miscela: le emissioni di NOx raggiungono un punto di massimo quando la
miscela è leggermente povera; le condizioni di funzionamento conducono ad un compromesso tra temperatura e concentrazione di ossigeno, favorevole alla formazione di NOx;
- anticipo di accensione: un aumento dell'anticipo provoca un incremento della temperatura durante la combustione e dei tempi di permanenza dei prodotti combusti a questa temperatura, favorendo così la formazione di NO;
- rapporto volumetrico di compressione, temperatura di immissione, carico di utilizzo: un aumento di questi parametri tende, rimanendo immutato il resto, ad aumentare le emissioni di NOx mediante l'incremento del livello medio della temperatura del ciclo completo del motore;
-forma della camera di combustione: può agire sulla velocità di combustione o sulla distanza percorsa dalla fiamma.
79
Processo di combustione e formazione degli inquinanti nei motori alternativi
Formazione degli idrocarburi incombusti HC Contrariamente al CO ed all'NO, che risultano da un processo di formazione in fase omogenea ad alta temperatura ali' interno del fluido, I' esistenza degli idrocarburi in combusti nei gas di scarico di un motore è la conseguenza di effetti eterogenei ali' interno della miscela e presso le pareti della camera di combustione, a temperatura più bassa.
Nel caso di un motore ad accensione comandata e durante il decorso normale della combustione, le pareti metalliche della camera, molto più fredde della fiamma, producono un duplice effetto: termico (raffreddamento della miscela per trasferimento del calore) e cinetico (ricombinazione sulle pareti dei radicali liberi che iniziano e propagano il fronte di fiamma). Questi due effetti provocano il rallentamento e l'arresto della propagazione della combustione presso le pareti. Un sottile strato di miscela rimane, dopo il passaggio della fiamma, totalmente o parzialmente incombusto sulle differenti superfici (testata, pistone, cilindro, valvole) e nelle zone comprese tra pareti molto ravvicinate (scanalatura del primo segmento, corona del pistone, ecc.).
Formazione dei fumi e del particolato La formazione di carbone-fuliggine in un motore deriva da una mancanza locale di ossigeno e la stessa ossidazione del carbone in CO non può più essere assicurata. Se l'omogeneità della miscela è corretta, raramente si riscontrano formazioni di questo tipo, per cui non dovrebbero essere presenti emissioni di fumi neri da motori a benzina classici ben regolati. Per tali motori, il particolato allo scarico contiene, in proporzione importante, composti di piombo quando questo è utilizzato sotto forma di piombo tetraetile o tetrametile come additivo antidetonante del carburante. Circa il 70% del piombo consumato si ritrova allo scarico, il 40% del quale sotto forma di particelle sufficientemente fini da restare in sospensione nell'aria per un tempo apprezzabile. Le altre sostanze che compongono le particelle sono diversi composti organici come anche elementi metallici quali il ferro, il cloro ed il bromo, associati al piombo nella miscela additiva antidetonante.
3.2.2 n motore diesel
Processo di combustione D combustibile è nebulizzato, in fase di compressione, secondo due modi di iniezione: - iniezione diretta per i motori con camera di combustione non divisa; - iniezione detta indiretta nel caso di motori con precamera. La combustione inizia in uno o più punti della camera, a conclusione del processo di auto-infiammazione corrispondente ai tempi necessari per lo sviluppo delle pre-reazioni di
80
Le emissioni inquinanti dei veicoli a motore
ossidazione lenta. In tal modo sono raggiunte le concentrazioni critiche dei prodotti intermedi che provocano l'auto-infiammazione.
La combustione prende l'avvio, generalmente, alla periferia del getto di combustibile in premiscela, nelle zone dove la miscela è prossima al rapporto stechiometrico e, grazie all'energia appena liberata, si estende, mediante la fiamma di diffusione, al resto del combustibile presente nella camera. Il rilascio di energia avviene in tre fasi: - la prima corrisponde alla combustione rapida ed incontrollata del combustibile accumulato
nella camera durante il processo di auto-infiammazione; - nel corso della seconda fase, la velocità di combustione è legata alla quantità di combustibile
rilasciata dal sistema di iniezione e dai fenomeni di diffusione nella camera e, per i motori con precamera, dal trasferimento dei gas dalla precamera alla camera principale;
- infine, la combustione prosegue dopo la fine dell'iniezione, nel corso di una fase che dipende essenzialmente dai movimenti dell'aria e dalla turbolenza che mette in contatto l'ossigeno residuo e le frazioni di combustibile ancora intatte.
Formazione degli inquinanti nel motore diesel Monossido di carbonio Nei motori diesel le emissioni più consistenti di CO, che sono, comunque, molto minori rispetto a quelle di un motore a benzina (tab. 3.2), si riscontrano al minimo ed in accelerazione.
Flegjnledelmotore Minimo Regime Accelerazione Decelerazione Gas di scarico
CO(%) Accensione comandata 2 0,5 4 4
Diesel 0,4 0,03 0,2 o HC (ppm)
Accensione comandata 5.000 2.000 3.000 30.000 Diesel 1.500 800 1.000 1.500
NOx(ppm) Accensione comandata 30 1.000 1.200 30
Diesel 60 240 850 30
Tab. 3.2 - Confronto dei volumi di emissione degli inquinanti di due tipi di motore con la stessa cilindrata (Raynal B., 1982)
Ossidi di azoto NOx La ripercussione delle diverse regolazioni, attraverso gli effetti sui parametri temperatura e tempi, è pressochè identica a quella che si riscontra nei motori ad accensione comandata.
81
Processo di combustione e formazione degli inquinanti nei motori alternativi
Idrocarburi incombusti HC La quantità e la natura degli idrocarburi incombusti emessi sono legate al tipo di combustione diffusiva ed eterogenea. L'origine degli incombusti deve essere ricercata nell'esistenza di zone sia troppo povere in fase di minimo che troppo ricche in accelerazione. Nel primo caso, il livello di temperatura è insufficiente per permettere l' ossidazione ulteriore degli idrocarburi; di fatto gli idrocarburi emessi hanno una composizione prossima a quella del combustibile utilizzato. Nel secondo caso, le reazioni di ossidazione sono limitate dalla mancanza di ossigeno a dispetto delle temperature sufficientemente elevate. La natura degli idrocarburi di origine può, allora, essere profondamente modificata dalle reazioni di decomposizione o di ricombinazione.
Fumi e particolato Nel caso di motore diesel, anche se l'ossigeno è, globalmente, eccedente nella camera, il regime diffusivo di combustione porta a condizioni di ricchezza della miscela e di temperature propizie alla formazione di carbone libero o di molecole di idrocarburi con un rapporto C/H molto superiore a quello del combustibile di origine. L'agglomerazione più o meno consistente di queste molecole provoca emissioni di particelle solide di taglia generalmente inferiore al micrometro. In condizioni di motore diesel al minimo, in marcia a vuoto e soprattutto con partenza a freddo, possono essere emesse particelle liquide sotto forma di fumi bianchi o blu. Queste emissioni, costituite da combustibile e lubrificanti incombusti, da idrocarburi o alcuni prodotti di ossidazione parziale ricondensati, si dileguano quando il motore raggiunge il suo livello termico di funzionamento normale. Bisogna segnalare, inoltre, le emissioni eventuali di solfati che sono evidentemente legate al tenore di zolfo nei carburanti.
82
CAPITOLO IV
STIMA DELLE EMISSIONI DEL TRAFFICO AUTOMOBILISTICO
Emissioni di inquinanti dei veicoli a motore
Introduzione
La stima delle emissioni é un aspetto molto importante nello studio dell'inquinamento da traffico e si rivela necessaria considerando il problema da due punti di vista: - quantificazione delle emissioni inquinanti di una regione e con riferimento, in particolare, alla
valutazione della parte riguardante il traffico stradale; influenza dei differenti parametri (composizione del parco automobilistico, fluidità del traffico, evoluzione della legislazione, ecc.) sul livello globale d'emissione;
- studi sulla dispersione delle sostanze inquinanti vicino alle vie di circolazione: le misure di concentrazione effettuate "in situ" non permettono di conoscere direttamente le emissioni reali del traffico, ma si possono individuare conoscendo la densità di quest'ultimo. E' necessario poter dedurre le masse inquinanti emesse che, affiancate alle misure di concentrazione nell'aria, permettono di descrivere il fenomeno della dispersione.
4.1 Emissioni di inquinanti dei veicoli a motore
L'emissione di inquinanti dovuta al traffico dipende non soltanto dalla densità dei veicoli transitanti sulla strada ma anche dalla loro composizione e dal modo in cui viene smaltito il flusso; l'emissione è dunque funzione: - delle caratteristiche tecniche dei veicoli, (tipo di motore, trasmissione, sistema
d'alimentazione, iniezione elettronica, ricircolo dei gas di scappamento, dispositivo di depurazione quale il catalizzatore, ecc.);
- della composizione dei carburanti per tipo di combustione (benzina, gasolio, G.P.L., ecc.) e della presenza di additivo quale il piombo;
- del modo in cui viene smaltito il flusso dei veicoli considerando numerosi parametri di circolazione (capacità delle strade, quantità dei veicoli, composizione del traffico, comportamento generale del flusso - fluido o congestionato - saturazione, tasso d'occupazione, velocità media, ecc.). Questi parametri non sono tutti indipendenti.
Le emissioni del traffico automobilistico essendo dunque funzione di molti parametri sono difficili da prevedere a partire da elementi semplici come la capacità. Così, per semplificare, si possono distinguere due casi: - comportamento fluido del flusso dei veicoli (circolazione a velocità costante su autostrada o
su strada a scorrimento rapido urbana non congestionata); - comportamento congestionato (circolazione urbana).
84
Stima delle emissioni del traffico automobilistico
4.2 Modelli di simulazione per il calcolo delle emissioni prodotte da sorgenti mobili
I modelli possono fornire indicazioni circa l'evoluzione futura delle emissioni, la loro percentuale di riduzione in funzione degli scenari adottati e consentono di prevedere gli effetti prodotti dall'introduzione progressiva nel tempo delle limitazioni alle emissioni (nel nostro caso scarichi di automezzi).
Al fine di poter effettuare un'analisi il più possibile precisa sull'evoluzione delle emissioni autoveicolari nel tempo, è necessario disporre di uno strumento di calcolo che, per ogni situazione reale o ipotetica, tenga conto di tutte le variabili che determinano l'andamento delle emissioni stesse.
Pertanto, gli elementi essenziali di questa valutazione sono i parametri statistici relativi a: - struttura del parco circolante - tipologia di guida e percorrenze -emissioni specifiche delle vetture.
Con l'impiego dell'elaborazione automatica e di idonei linguaggi di programmazione, il classico processo di simulazione evolve secondo le seguenti fasi: - introduzione/lettura dei dati statistici; -sviluppo del processo di caratterizzazione dinamica del parco circolante; - calcolo delle emissioni globali annue; - stampa dei risultati.
I modelli di emissione servono spesso come input ai modelli di diffusione per la previsione della qualità dell'aria.
L'Agenzia di Protezione Ambientale americana, l'EP A (Environmental Protection Agency) ha sviluppato due distinti generi di modelli per la valutazione della quantità di emissione dai veicoli: - Modal Analysis Model - la serie dei modelli MOBILE.
Questi usano i dati raccolti da test dinamometrici dei veicoli operanti sotto cicli di guida standardizzati. In particolare il Modal Analysis Model usa i dati di veicoli testati secondo il ciclo di guida SDS (Surveillance Driving Sequence) mentre MOBILE secondo l'FTP (Federai Test Procedure).
85
Modelli di simulazione per il calcolo delle emissioni prodotte da sorgenti mobili
Tali cicli di guida utilizzano procedure di campionatura sequenziale per determinare le quote di emissione media allo scappamento per segmenti definiti del ciclo di test.
I due modelli si riferiscono a condizioni operative o "modi": - il Modal Analysis Model è strutturato intorno a 4 "modi di guida" (fermo, accelerazione,
velocità di crociera costante, decelerazione) definiti secondo cambi di velocità con intervalli di l secondo;
- MOBll..E invece è strutturato intorno a "modi operativi" (avviamento a freddo, avviamento a caldo, marcia stabilizzata a caldo) che riflettono la storia a breve termine della precedente operazione del motore.
Viene riportata, di seguito, la struttura dei due modelli in maggiore dettaglio.
4.2.1 Modal Analysis Model
n Modal Analysis Model calcola la quantità delle emissioni istantanee medie per un profilo di velocità specificato dall'utente (intervalli di velocità medie di l secondo) per definiti modi di guida. In particolare il modello è stato sviluppato per la valutazione di sequenze particolari di veicolo fermo al minimo, in accelerazione, a velocità di crociera ed in decelerazione e si basa sulle misure delle emissioni dei veicoli considerando 37 modi di guida: 5 condizioni stazionarie e 32 altri modi di guida. Questo modello tiene conto di due fattori determinanti: - i parametri del traffico, - i tassi di emissione dei veicoli.
I parametri del traffico I parametri del traffico comprendono la quantità, la composizione e le caratteristiche del flusso dei veicoli ( velocità, accelerazione e decelerazione, fermate). Questi parametri sono forniti dalle operazioni di controllo del traffico lungo il segmento di strada da monitorare. n numero di veicoli che transitano sul tratto di strada in questione è calcolato per unità di tempo e classificato in gruppi omogenei in funzione della marca, del modello, dell'età e di altri fattori che possono influenzare le emissioni.
Il tasso di emissione dei veicoli Il programma di test "Surveillance Driving Sequence" (SDS) ha sviluppato le misurazioni delle emissioni di veicoli stradali di diverse età in condizioni stazionarie ed in differenti condizioni di guida.
86
Stima delle emissioni del traffico automobilistico
In figura 4.1 è rappresentato il profilo di velocità del ciclo di guida SDS che utilizza i campioni relativamente omogenei di accelerazione e decelerazione, con quantità modeste di tempi con veicolo fermo al minimo (tab. 4.1).
70
v e 60 - n n n n n n n n
~ -o
n u n ,..,
c 40 -
t 30 ,.... ) ~ L, ,.J \...., ,J. 'ì
à zo -
,..., .... ., ·W
mph 10 -
: l ·o o l 00 zoo 300 <1-00 :,oo 600 700 800 "900 l 000
Tempo (secondi)
Fig. 4.1 - Profilo di velocità del ciclo di guida SDS
Le condizioni di .. crociera" sono definite come operazioni a velocità costante. Di solito il test SDS inizia con il veicolo in esame nella condizione operativa di partenza a caldo. I dati di emissione sono aggregati ed analizzati secondo il modo di guida e la velocità. Le emissioni risultanti dal test SDS rappresentano ratei medi di emissione per ciascuno dei 37 modi di guida nel ciclo di test ( 16 accelerazioni, 16 decelerazioni, un evento che considera tutti i momenti in cui il veicolo è fermo e 4 condizioni a velocità costante pari a 15, 30, 45 e 60 miglia/ora). Nella figura 4.2 è rappresentata la media delle emissioni in funzione della velocità di marcia di un campione di l. 020 veicoli che rappresentano il parco automobilistico americano. L'esame delle tre curve lascia supporre che la funzione del tasso di emissione di uno stato stazionario f (v(t),a) possa essere espressa da una funzione quadratica della velocità. Il principio del modello MAM consiste nel considerare un modo di guida definito da una accelerazione costante (a) e da una durata (r). Siano v( t), la velocità del veicolo al tempo t con O s t < r, e f (v (t), a), il tasso d'emissione istantaneo (g/s ) . La massa inquinante emessa M (a, r) durante la guida è determinata da:
~
M( a, r)= J f(v(t),a)d-r o
87
Modelli di simulazione per il calcolo delle emissioni prodotte da sorgenti mobili
Ciclo test SDS Modo di guida secondi percentuale V el. media ( mph) Distanza (miglia)
Minimo 92 8,7 Accelerazione 315 29,9 35,4
Regime 363 34,4 40,1 Decelerazione 284 26,9 33,8
Totale 1.054 100,0
Media del ciclo di test 33,8 9,89
Tab. 4.1 - Condizioni del ciclo di guida SDS (JAPCA, n° 10 1989)
J tlOx (glmn) ~C(g/mn) ~O(glmn) -t 34 l a 28- 7 s L 32 s 24 l o / 30
l l d 6 20 - l 28 l i / 1/ l
5 l 16 l 26 7 e J / l m 4 l 24 l i l 12 '- l
s 3 f 22 l s l 8 7 i 2 J 20
o / l n l v 4- 18 / e / /
___.-/ .. 16 v ~
o 15 30 45 60 (mi/h) 15 30 45 60 (mi/h) 15 30 45 60 (mi/h) !velocità l !velocità l !velocità l
Fig. 4.3 - Media dei tassi di emissione di NOx, HC e CO dei 1.020 veicoli che fanno parte del parco automobilistico americano in funzione della velocità di marcia dei veicoli (Kunselman P. e Coli., 197 4)
Se si dispone della quantità di inquinanti emessa nel corso dei differenti modi, si può allora determinare f(v(t),a) con un metodo d'aggiustamento quadratico. Questa funzione lega le emissioni istantanee alla velocità ed all'accelerazione del veicolo. La funzione d'emissione è della forma:
2 2 2
f(v,a)= L L hP ·(m,n)·vm ·an· l-h(a) + LCP (m)·vm ·h( a) m=O n=O m=O
88
Stima delle emissioni del traffico automobilistico
" dove h(a) = ~
~
1-a l+ a/1,2 o
O :s; a :s; l (miglia/h/s) - 1,2 :s; a :s; O (miglia/h/s) per gli altri valori di a
I coefficienti b (m, n) e C (m) sono stimati per aggiustamento quadratico e sono stabiliti per p p
diversi tipi di veicoli ed aggiornati periodicamente per tener conto del rinnovamento del parco veicolare, da un lato, e dell'invecchiamento dei veicoli, dall'altro. I coefficienti contenuti nelle suddette equazioni sono stati derivati da analisi di regressione dei dati del test SDS raccolti nel 1972.
n Modal Analysis Model è strutturato come un modello storico che computa la quantità delle emissioni per veicoli merci leggeri in un determinato anno, perciò l'output è fornito per anno individuale di fabbricazione o per gruppi limitati di anni. Tale modello fornisce perciò solo le quantità delle emissioni dal 1972 al 1975 (data di aggiornamento del programma) per veicoli merci leggeri che operano in condizioni di marcia a caldo e non ha capacità di previsione per gli anni futuri.
Il maggior vantaggio del modello è dato dai "modi di guida del veicolo" che sono facilmente correlati ai movimenti di traffico alle intersezioni.
n Modal Analysis Model non fornisce procedure di correzione dei quantitativi emessi dai veicoli per fattori come la temperatura dell'aria, la combinazione di diversi modi operativi, la combinazione di tipologie ed età dei veicoli, il deterioramento dell'efficacia del dispositivo di controllo dell'emissione o l'efficacia dei programmi di manutenzione.
4.2.2 Serie di modelli MOBILE
I modelli della serie MOBILE sono stati sviluppati per prevedere delle stime delle emissioni veicolari presenti e future al verificarsi di ampie variazioni di flusso di traffico e di condizioni ambientali.
Il programma originale, MOBILE!, risale al1978, seguito da MOBILE2 nel 1981, MOBILE3 nel1984 ed infine MOBILE4 nell989.
Le quantità di emissioni storiche di questi modelli sono basate su test sulle emissioni molto più estesi di quelli eseguiti per il Modal Analysis Model.
89
Modelli di simulazione per il calcolo delle emissioni prodotte da sorgenti mobili
Le previsioni sulle emissioni future sono basate sugli standards federali di emissione del veicolo nuovo che sono strettamente correlati con la procedura di test FTP. Il programma di test FTP è utilizzato per due motivi: certificare che i nuovi veicoli rispettino gli standard di emissione federali e valutare le emissioni dei veicoli stradali. Differentemente dal ciclo di guida SDS, quello FTP fornisce qualche sequenza irregolare di accelerazione e decelerazione (figura 4.3)
70
v e 60 -
~ -o c
40 -l 11 ,...,
t 30
à o 20 ~{
l'l
~~. ~ J ' j r mph 10 - ~
o l
t ·'!l .. - ...
o i 50 300 .'45() 600 900 ".1050 .{200 . ':1350
Tempo (secondi)
Fig. 4.3 - Profilo di velocità del ciclo di guida FTP
I primi 505 secondi del ciclo di guida FTP costituiscono il modo "partenza" ed i rimanenti 867 secondi il modo "crociera". Il ciclo FTP prevede pochi periodi di tempo a velocità costante e raddoppia la percentuale di tempo in cui il veicolo è fermo al minimo (tab. 4.2) come il ciclo SDS. Il programma completo di test FTP ripete le sequenze di guida con modo di "partenza" e di "crociera". Il ciclo iniziale è costituito da un veicolo freddo che si avvia nel modo "partenza" e prosegue nel modo "crociera" senza interruzioni. In seguito il veicolo si ferma per dieci minuti con il motore spento prima di ripetere la sequenza del ciclo di guida. I dati di emissione sono aggregati ed analizzati in funzione del modo operativo (partenza a freddo, a caldo e marcia stabilizzata a caldo) piuttosto che per modo di guida. I risultati del test di emissione FTP forniscono le emissioni totali mediate sui modi operativi. Il protocollo di test indica le velocità del veicolo ad intervalli di un secondo, ma consente una variazione pari a 2 miglia/ ora nelle condizioni di velocità su un intervallo di due secondi. Ciò rivela che la definizione di condizione di crociera usata in tabella 4.2 è troppo letterale (sebbene sia identica alla definizione usata per il protocollo di test SDS).
90
Stima delle emissioni del traffico automobilistico
Modo partenza FTP Modo crociera FTP Totale test FTP Modo di guida secondi percentuale secondi percentuale secondi percentuale
Minimo 94 18,6 150 17,3 488 17,8 Accelerazione 195 38,6 349 40,3 1.008 39,7
Regime 36 7,1 73 8,4 218 7,9 Decelerazione 180 35,6 295 34,0 950 34~6
Totale 505 100,0 867 100,0 2.744 100,0
Velocità media (mph) Accelerazione 30,4 19,0 23,2
Regime 42,1 23,1 30,1 Decelerazione 30,5 18,9 23,2
Media del ciclo di test 25,6 16,0 19,5
Distanza (miglia) 3,59 3,86 14,9
Tab. 4.2 - Condizioni del ciclo di guida FTP (JAPCA, n° 10 1989)
Le condizioni di crociera per l'FTP possono perciò essere definite come piccole fluttuazioni della velocità intorno ad un valore medio invece che espresse da un valore costante. La tabella 4.3 riassume i modi di guida FTP quando le condizioni di crociera sono definite come: - parti del ciclo di protocollo con velocità diversa da zero che non viene influenzata dalla
velocità del secondo precedente; -parti del ciclo di protocollo che presentano incrementi di velocità inferiori ad l miglio/ora per
secondo mentre sono caratterizzate da una somma, per 4 secondi consecutivi, delle variazioni degli incrementi di velocità minori di 2 miglia/ ora. Questa definizione modificata di crociera produce campioni di modi di guida maggiormente conformi con quelli assunti per i fattori di correzione della velocità per i modelli di emissione della serie MOBILE.
I quantitativi di emissioni calcolati dalla serie di modelli MOBILE sono funzioni di molte variabili tra cui: - anno di fabbricazione; - temperatura dell'aria; -caratteristiche del veicolo (tipo di veicolo, età, chilometraggio accumulato); -velocità media dell'itinerario; -combinazione dei modi operativi (partenza a freddo, a caldo, marcia stabilizzata a caldo). In aggiunta si annoverano dei fattori opzionali che includono i veicoli pesanti, i rimorchi, l'uso del condizionatore, l'umidità dell'ambiente, lo stato di manutenzione.
91
Modelli di simulazione per il calcolo delle emissioni prodotte da sorgenti mobili
Modo partenza FTP Modo crociera FTP Totale test FTP Modo di guida secondi percentuale secondi percentuale secondi percentuale
Minimo 94 18,6 150 17,3 488 17,8 Accelerazione 122 24,2 238 27,5 720 26,2
Regime 190 37,6 313 36,1 1.006 36,7 Decelerazione 99 19,6 166 19,1 530 19,8
Totale 505 100,0 867 100,0 2.744 100,0
Velocità media (mph) Accelerazione 25,9 16,9 20,2
Regime 39,6 24,2 29,9 Decelerazione 22,7 13,8 17,1
Media del ciclo di test 25,6 16,0 19,5
Distanza (miglia) 3,59 3,86 14,9
Tab. 4.3 - Modi di guida FTP per una definizione modificata di crociera (JAPCA, n° 10 1989)
MOBILE! tratta sei tipi di veicolo: autovetture, due categorie di veicoli merci leggeri, veicoli merci pesanti a benzina e diesel e motocicli. MOBILE2 e MOBILE3 includono altre due categorie di veicoli: le autovetture diesel ed i veicoli merci leggeri diesel.
La velocità media usata nei modelli non rappresenta nè la velocità istantanea nè quella di crociera; piuttosto è rappresentativa di un ciclo di guida (fermo al minimo, accelerazione, crociera, decelerazione) che ha un'identificata velocità media. Inoltre, la quantità di tempo in cui il veicolo è fermo al minimo, è in accelerazione, in crociera ed in decelerazione, correlata ai ratei di emissione della serie di modelli MOBILE, non è costante. Il mix di campioni di modi di guida ipotizzati è anch'esso funzione della velocità media dell'itinerario. Tale dipendenza dei mix dei modi di guida dalla velocità fu definita nel primo modello MOBILE l e fu mantenuta, con piccole variazioni, sia in MOBILE2 che in MOBILE3.
I campioni di modi di guida dei modelli MOBILE furono definiti mediante estese indagini condotte su autostrade e strade locali in terrotorio urbano e rurale di 14 aree metropolitane.
Tutti i modelli MOBILE applicano vari fattori di correzione alle quantità delle emissioni allo scappamento servendosi dei dati ottenuti dai test FTP.
92
Stima delle emissioni del traffico automobilistico
Questa base di dati consente di stimare le emissioni del veicolo negli anni futuri. Le equazioni che esprimono il fattore di correzione utilizzato nella serie di modelli MOBILE sono state basate su diversi e particolari programmi di test delle emissioni.
I modelli MOBILE stimano i ratei di emissione presenti e futuri in funzione delle caratteristiche del modo operativo del veicolo. Sebbene i modi operativi dipendano dalla durata del viaggio, i modelli non sono finalizzati a valutare il processo storico delle emissioni per ogni spostamento di un veicolo. La loro funzione è, invece, di fornire le emissioni medie ponderate per siti con definite condizioni di traffico. I ratei medi di emissione possono essere stimati per definite condizioni di viaggio, ma i modelli MOBILE non possono essere utilizzati per ricostruire una dettagliata evoluzione storica da dati sulle emissioni medie. Per basse velocità di viaggio questi modelli sono sensibili alle velocità assunte dal veicolo; ciò è dovuto sia alla velocità media stessa che alla variazione dipendente dalla velocità di campioni ipotizzati di modi di guida. Questi ultimi sono espressi come percentuale del tempo operativo del veicolo e non come percentuale del flusso di traffico.
4.2.3 La metodologia CORINAIR
n progetto CORINAIR (COoRdination-INformation-AIR), sviluppato nell'ambito di una ricerca promossa dalla Comunità Economica Europea, ha fornito un inventario delle emissioni basato sulla combinazione dei dati statistici relativi al consumo di combustibili o ad altri indicatori caratteristici delle diverse attività antropiche e naturali.
Per le emissioni derivanti dal trasporto su strada sono state definite metodologie specifiche. Tali emissioni possono essere suddivise in due grandi aree: le emissioni da traffico (prodotte dal parco circolante) e quelle imputabili ai soli composti organici volatili per evaporazione, prodotte dali' esercizio del sistema distributivo dei combustibili.
Le emissioni da traffico sono state caratterizzate secondo il carburante utilizzato (benzina, gasolio, gpl), il tipo di veicolo (leggeri: portata minore di 3,5 t; pesanti: portata maggiore di 3,5 t e autobus; motocicli con cilindrata fino a 50 cc; motocicli con cilindrata maggiore di 50 cc) ed il tipo di strada. A livello comunitario si sono riscontrate alcune difficoltà nel reperimento dei dati e perciò è stata messa a punto una metodologia specifica per la stima delle emissioni che permetta di seguire una strategia comune ai vari paesi membri.
93
Modelli di simulazione per il calcolo delle emissioni prodotte da sorgenti mobili
La metodologia CORINAIR ha individuato le seguenti tipologie veicolari:
A. Veicoli benzina passeggeri
Vengono suddivisi nelle tre classi di cilindrata:
a) < 1400 cm3
b) 1400- 2000 cm3
c) > 2000 cm3
ed, ali' interno di queste classi, in base alle normative della Comunità Europea:
• PREECE • ECE 15/00-0 l • ECE 15/02 • ECE 15/03 • ECE 15/04
• lmproved Conventional
• marmitta catalitica a tre vie, ciclo aperto
• marmitta catalitica a tre vie, ciclo chiuso
B. Veicoli diesel passeggeri
Vengono suddivisi per classi di cilindrata: a) < 2000 cm3
b) > 2000 cm3
C. Veicoli GPL passeggeri
D. Veicoli a benzina a due cilindri
E. Veicoli merci leggeri a) benzina b) diesel
F. Veicoli merci pesanti
a) a benzina < 3,5 t
b) diesel 3,5- 16 t
c) diesel > 16 t
G. Motocicli a)< 50 cm3
b) > 50 cm3, 2 cilindri
c)> 50 cm3, 4 cilindri
94
Stima delle emissioni del traffico automobilistico
H. Veicoli fuoristrada a) agricoltura b) foreste c) industria d) militare
Le emissioni da traffico possono essere suddivise in tre tipologie. La prima è quella delle emissioni a caldo (hot emissions ), prodotte da veicoli i cui motori hanno raggiunto la temperatura di esercizio. La seconda è quella delle emissioni a freddo ( cold-start emissions ), prodotte durante il riscaldamento del veicolo (quando la temperatura dell'acqua di raffreddamento è inferiore a 70°C). Infine esistono le emissioni evaporative (per i soli composti organici volatili).
Gli inquinanti considerati sono NOx (NO+ N02), N20, NMVOC (composti organici volatili non metani), CH.t, CO, C02, SOx, NH3, particolato e piombo, differenziati in dieci diverse categorie ed in 3 9 sottocategorie, gran parte delle quali suddivise in tre tipi di strade (urbane, extraurbane ed autostrade), per ogni area od unità territoriale.
Emissioni a caldo Queste emissioni dipendono da molteplici fattori quali la lunghezza del percorso del veicolo, la velocità, l'età e la cilindrata. L' individuazione delle emissioni presuppone la conoscenza del numero di veicoli per classe, della percorrenza media del singolo veicolo, dei consumi specifici di carburante per tipologia di strada e dei consumi totali nazionali di combustibili per autotrazione. La metodologia si basa sulla determinazione delle percorrenze suddivise per tipo di strada in modo tale che, noti i consumi specifici di carburante, si ottenga il consumo totale di combustibile rilevato a livello nazionale. Dopo aver stimato le percorrenze per tipologia di strada è sufficiente applicare il fattore di emissione fornito dallo studio CORINAIR per stimare le emissioni a caldo. Per i veicoli a benzina i consumi medi per chilometro, così come i fattori di emissione, dipendono dalla velocità media, per cui è necessario fornire una stima delle velocità medie per le tre tipologie di strade. La formula di base per stimare le emissioni a caldo, utilizzando fattori di emissioni ottenuti sperimentalmente è la seguente: Emissioni[g] =fattore di emissione[glkm] * veicoli-kilometro per anno[km]
95
Modelli di simulazione per il calcolo delle emissioni prodotte da sorgenti mobili
Le emissioni a freddo Durante il funzionamento a freddo del veicolo si verifica, da un lato, un extra-consumo di combustibile e, dali' altro, una differente modalità di combustione; entrambi i fenomeni portano ad un aumento delle emissioni. Quest'ultimo è presente in tutti tipi di veicolo e per tutte le strade, tuttavia è rilevante principalmente nel ciclo urbano e viene preso in considerazione solo per i veicoli passeggeri a benzina, diesel e gpl e per i veicoli merci leggeri (ipotizzando che
questi si comportino come i precedenti). Le emissioni dovute al funzionamento a freddo sono ottenute stimando la quota extra di emissioni da aggiungere alle emissioni a caldo per ottenere le emissioni totali. Tale quota è determinata a partire dalla quantità di chilometri percorsi dai veicoli con il motore a freddo.
Le emissioni evaporative Le emissioni di composti organici volatili (COV) nei veicoli a benzina si aggiungono alle emissioni di COV da combustione. Le emissioni evaporative possono essere suddivise in tre categorie: - perdite in movimento; - perdite diurne; - emissioni "hot soak".
Le perdite in movimento sono perdite evaporative che avvengono quando il veicolo è in uso. Queste ultime sono causate dal riscaldamento del serbatoio provocato dai condotti di scarico dei gas, dali' aria calda proveniente dal comparto motore che fluisce sotto il veicolo e riscalda il serbatoio, dal combustibile di ritorno del comparto motore e dal calore irradiato dalla pavimentazione della strada. Tali perdite sono più significative nei periodi caldi; l'effetto combinato di elevate temperature ambientali e del calore prodotto dal sistema di scarico dei gas esausti può generare un consistente quntitativo di vapore nel serbatoio
Le perdite diurne sono causate dal riscaldamento e ratUeddamento del serbatoio dovuti all'escursione termica giornaliera dell'ambiente. Temperature più basse causano la contrazione della miscela aria-vapore nel serbatoio; ogni seguente aumento della temperatura causa l'espansione della miscela aria-vapore e la fuoriuscita di vapore dal serbatoio.
Le emissioni "hot soali' sono generate dal riscaldamento del sistema di alimentazione del combustibile dovuto al calore disperso dal motore e dai condotti di scarico dei gas quando il veicolo viene spento. Il calore proveniente dal motore può causare l'aumento della temperatura del combustibile nel carburatore ad un valore di circa 70°C causando l'evaporazione dalla benzina della sua frazione più leggera.
96
Stima delle emissioni del traffico automobilistico
Le emissioni "hot soak" sono tipicamente più basse per i veicoli ad iniezione poichè il sistema di alimentazione del combustibile è chiuso ed i vapori non possono disperdersi durante una "hot soak". Per i veicoli ad iniezione queste emissioni sono dovute al riscaldamento del serbatoio da parte dei condotti di scarico dei gas e del combustibile di ritorno dal sistema di iniezione.
Le emissioni evaporative sono stimate per i soli veicoli leggeri a benzina e, per la loro stima, i parametri critici sono la frazione di veicoli a benzina forniti di serbatoi in plastica non sigillati, la frazione di veicoli a benzina ad iniezione, il numero di viaggi giornalieri e la ripartizione di tali viaggi tra quelli terminati a motore caldo e quelli (più brevi) terminati a motore freddo o tiepido.
97
CAPITOLO V
METODOLOGIA DI MISURA DELLE EMISSIONI UNITARIE
Metodologia di misura delle emissioni unitarie
5.1 Metodo standardizzato europeo
Come in gran parte dei vari paesi, il metodo di riferimento adottato dai paesi della Comunità Europea è il metodo del Campionamento di un Volume Costante (CVS). Il veicolo viene testato su un banco dinamo metrico. Il principio di base del campionamento (figura 5 .l), delle analisi dei dati e del calcolo della massa è identico negli standard dei diversi paesi studiati: solo le condizioni di applicazione - cicli di guida, composizione del carburante, modalità di calibrazione, caratteristiche dell'equipaggiamento, ecc. - sono specifiche per ogni standard (PSA, 1988~ Adler, 1986).
ba l ance cariluraat
Ual••r•ttf ,..: --, d• Ctaaabtr.,·~--,::-.,
... .i' r ruues + - _ _:_,_,..--..,
: : :: ---~ + -m:::::Jin-----P• l ul•s
... ntur1
Fig. 5.1 - Schema del sistema di campionamento e de/l 'analisi degli inquinanti
... , l l
.. .... ,.
In generale, il veicolo è posto su un banco dinamometrico che simula condizioni di guida simili a quelle reali. Durante il test i gas esausti sono mescolati con un volume addizionale di aria purificata ed in seguito viene raccolto un campione di aria di diluizione. Quest'ultima ed i gas diluiti sono omogeneizzati e poi analizzati. La massa totale di ogni inquinante emesso durante il test è funzione delle concentrazioni del campione di gas diluiti e dell'aria di diluizione, come anche del flusso totale di gas diluiti durante il test. Durante quest'ultimo il modo di guida è standardizzato, ma può differire in modo significativo a seconda dei paesi.
99
Metodo standardizzato europeo
5.1.1 n banco dinamometrico
Il veicolo è oggetto, quando compie uno spostamento, a diverse forze (resistenza al rotolamento, aerodinamica, forza di gravità e di inerzia) che producono una resistenza al moto. Per simulare queste resistenze, il banco di prova, detto telaio dinamometrico, viene equipaggiato con un sistema di assorbimento di potenza connesso con i cilindri. Questi ultimi sono collegati con dei volani di cui si può selezionare la massa; ciò consente la simulazione dell'inerzia del veicolo. Il banco dinamometrico è equipaggiato con un sistema di misura della velocità che registra, tra gli altri parametri, la distanza percorsa durante la procedura di test.
5.1.2 Principio di variabilità del sistema di diluizione
I gas esausti rilasciati in quantità variabili sono campionati e mescolati con una determinata quantità di aria filtrata per ottenere un campione a volume costante. Una percentuale del mix viene immagazzinata in borse di teflon ed in seguito analizzata. Vi sono diversi tipi di sistemi di campionatura che possono essere utilizzati per veicoli a benzina e diesel: - sistema di diluizione variabile equipaggiato con una Pompa a Spostamento Positivo (PDP-
CVS). Il volume totale di gas scaricato è misurato a temperatura e pressione costante ed è registrato il numero di giri della pompa a spostamento positivo tarata. Si ottiene una campionatura adeguata mediante un volume costante di gas;
- sistema di diluizione variabile equipaggiato con un tubo di Venturi a flusso critico ( CFV-CVS). Si raggiunge una campionatura adeguata in condizioni di cambiamento di temperatura usando un piccolo tubo di Venturi a flusso critico in una tubatura per il prelievo dei camptoru. La quantità variabile di flusso del mix è mantenuta alla velocità del suono che è direttamente proporzionale alla radice quadrata della temperatura del gas. Tale quantità viene calcolata attraverso la procedura di test. Poichè le temperature e le pressioni sono identiche in entrambi i tubi di aspirazione Venturi, il volume campione è proporzionale al volume totale;
- il sistema di diluizione variabile semplificato mantiene una quantità di flusso costante ed è equipaggiato con un Orifizio di Flusso Critico (CFO-CVS), approvato dai regolamenti ECE 15 solo per i veicoli con motore a benzina.
100
Metodologia di misura delle emissioni unitarie
5.1.3 Calcolo della massa inquinante rilasciata
La massa inquinante contenuta nel mix è equivalente a quella emessa dal veicolo a cui viene aggiunta la massa inquinante introdotta con l'aria addizionale. Quest'ultima può essere significativa anche se le concentrazioni di inquinanti nell'aria sono basse paragonate a quelle contenute nei gas esausti, poichè il rapporto di diluizione gas/aria è dell'ordine di l :20.
5.1.4 Standardizzazione dei dati
In genere, le misure delle emissioni di un veicolo specifico hanno come obiettivo l'approvazione di nuovi veicoli per assicurarsi che le emissioni non superino i limiti stabiliti dalle normative. Poichè ogni metodo di misura è correlato alle emissioni del veicolo, questi metodi sono divisi in due parti: la prima dedicata alle condizioni di guida dell'automezzo, la seconda alla campionatura ed all'analisi degli inquinanti. Esistono una serie di fattori di correzione applicati ai dati misurati che consentono: - di portare i valori grezzi di emissione a condizioni "normali" di pressione e temperatura, per
paragonare i dati ottenuti in diversi periodi e luoghi; ciononostante queste "condizioni normali" possono variare per diverse legislazioni;
-di correggere l'influenza di alcuni fattori sull'analisi degli inquinanti; - di correggere gli effetti sulle emissioni dovuti alla variazione igrometrica. Le masse inquinanti sono espresse in g/test o g/km. La massa di ossidi di azoto, NOx, è calcolata ipotizzando che siano espressi sotto forma di N02. La massa totale di idrocarburi è calcolata assumendo un rapporto carbonio/idrogeno di 1/1,185.
5.1.5 Analizzatore dei gas
I principi operativi degli analizzatori (Little, 1979) utilizzati nella determinazione delle concentrazioni inquinanti dei campioni sono riassunti in tabella 5 .l. n principio per individuare gli ossidi di carbonio consiste nell'inviare radiazioni infrarosse, con una determinata lunghezza d'onda di assorbimento, attraverso una cella contenente il campione di gas da analizzare. La presenza di CO e C02 attenua l'intensità della radiazione rispetto ad una cella di riferimento, che, differentemente, raffredda la parte di cella che contiene il campione. La differenza di temperatura, trasformata in un segnale elettronico, fornisce le concentrazioni di CO e C02, se l'attrezzatura è stata ben tarata con un gas avente concentrazione nota.
101
Metodo standardizzato europeo
Inquinante Tipo di analizzatore Abbrev. Commenti Monossido di Ad infrarossi NDIR carbonio (CO) non disQ_ersivo
Anidride Ad infrarossi NDIR No valori limiti carbonica ( COz) non dispersivo richiesta analisi
di calcolo Idrocarburi Rilevatore della FID Per veicoli totali (HC) ionizzazione della a benzina
fiamma Ossidi di azoto Chemiluminescenza CLD No valori limiti
(NOx) + convertitore da richiesta analisi N02 a NO di calcolo
Tab. 5.1 - Principi dell'analisi degli inquinanti (C. van Ruybeke, R. Joumard & al., 1992)
L'analizzatore di chemiluminescenza consente di misurare le concentrazioni di NO contenute nel campione. Dopo la conversione della frazione di N02 in NO, il campione viene sottoposto al contatto con l'ozono. NO reagisce rapidamente con l'ozono per produrre elettronicamente biossido di azoto eccitato (N02*). In seguito a questa reazione, le molecole di N02* ritornano immediatamente allo stato di N02. Questo processo crea fotoni che producono un'emissione di luce direttamente proporzionale alla concentrazione di NO presente nel campione. L'emissione di luce viene rilevata usando un filtro ottico ed un tubo fotomoltiplicatore ad alta sensibilità. Per determinare le concentrazioni di idrocarburi presenti in un campione di gas viene utilizzato il metodo di rilevazione della ionizzazione della fiamma: un becco a gas è alimentato con idrogeno e aria fresca. L'introduzione di un campione di idrocarburi nella fiamma si traduce in una complessa ionizzazione che conduce alla distruzione del collegamento tra carbonio e atomi di idrogeno. Gli ioni creatisi vengono raccolti su piastre ad alto potenziale. La corrente misurata è poroporzionale alla quantità totale di atomi di carbonio che sono organicamente intrecciati senza alcuna distinzione di specie individuali.
5.1.6 Cicli di guida
I cicli di guida variano in maniera significativa con i vari standard. Tali cicli sono stati definiti mediante uno studio sui modi di guida in diversi paesi e molto spesso, per ovvie ragioni di utilizzo, sono stati semplificati. Esistono due tipi di ciclo: - "cicli stilizzati", che includono fasi di accelerazione costante e di velocità di crociera, come i
cicli europei ECE 15 e EUDC ed i cicli giapponesi;
102
Metodologia di misura delle emissioni unitarie
- "cicli reali" che sono più vicini alle condizioni di guida reali come i cicli messi a punto negli Stati Uniti, FTP-75 e HWFET -78.
Le principali caratteristiche di questi cicli sono presentate in tabella 5 .2.
Ciclo Max. vel. Vel. media Tipo di Attuale o Partenza Paese (kmlh) (km/h) traffico stilizzato
ECE15 50,0 18,7 Lento e flusso s A freddo+ EEC, Norvegia libero urbano 40 s al minimo Austria, Taiwan
EUDC 120,0 62,6 Strada ad s Dopo EEC alta velocità ECE15
FTP72 91,2 31,7 Flusso libero A A freddo Svezia urbano
FTP75 91,2 34,3 Flusso libero A A freddo USA, California urbano Australia, Canada
Svizzera, Messico HWFET 96,4 77,6 Strada ad alta A A caldo USA, Austria
78 velocità ed Svezia, Svizzera autostrada lenta
10 modi 40,0 17,7 Flusso libero s A caldo Giappone Giappone urbano 11 modi 60,0 30,6 Flusso libero s A freddo+ Giappone
Giappone urbano e 25 s al minimo strada lenta
Tab. 5.2 - Caratteristiche dei diversi cicli cinematici usati nelle emissioni standard (C. van Ruybeke, R. Joumard & al., 1992)
Nei cicli prescritti dalla normativa, i rapporti al cambio sono prescritti indipendentemente dal tipo di veicolo guidato. Ciò non sembra molto naturale poichè non è logico guidare nello stesso modo un veicolo di bassa potenza, un piccolo veicolo sportivo ed una limousine di grande potenza. Nei cicli ECE 15 i rapporti usati variano dalla condizione di veicolo al minimo fino alla terza marcia. 'E stato recentemente deciso di estendere il ciclo di misura ECE 15 creando un secondo ciclo chiamato ciclo extra-urbano o ad alta velocità, con una velocità media di 62,6 km/h ed una velocità massima di 120 km/h. Questo è un ciclo con alte velocità e, come anche il ciclo ECE 15, include solo fasi con accelerazione costante.
103
Metodi di misura alternativi
5.2 Metodi di misura alternativi
I sistemi alternativi di misura delle emissioni sono stati sviluppati per ottenere diversi obiettivi: - ottenere un rapido metodo di valutazione del veicolo riferendosi ad emissioni standard, che
saranno sufficientemente correlate con i metodi ufficiali; - determinare i dati di emissioni attuali per ottenere un inventario delle emissioni o per valutare
alcune politiche di controllo dell'inquinamento~ - individuare l'impatto dei parametri come accelerazione, velocità media, temperatura del
motore, ecc., sulle emissioni. Alcuni di questi metodi si basano su: - la valutazione di concentrazioni inquinanti allo scarico; - la definizione di cicli di guida più realisti, come anche l'analisi continua e non globale delle
emissioni durante un ciclo; - la misura sia globale che continua della massa inquinante emessa in condizioni reali di traffico,
usando un'attrezzatura di registrazione installata a bordo del veicolo.
5.2.1 Misura delle concentrazioni allo scarico
La misura delle concentrazioni allo scarico è un metodo usato comunemente per fare valutazioni rapide sulle condizioni operative del veicolo, principalmente in riferimento alle emissioni di CO. Tuttavia non è possibile ricavare la massa inquinante emessa attraverso le concentrazioni registrate allo scarico poichè il volume di gas rilasciato non è noto. Questo parametro non può essere misurato direttamente a causa delle caratteristiche pulsanti del flusso.
Sono stati condotti numerosi studi al fine di tentare di valutare, in modo rapido, se i veicoli osservano o meno gli standard. Le concentrazioni misurate per una o più velocità del motore sono confrontate con la massa inquinante emessa nel corso di un test ufficiale quale l'FTP-75 o l'ECE15. Esistono molti test di questo tipo, come il "To Speed Idle Test" utilizzato dall'Agenzia di protezione ambientale (EPA) statunitense (Dietzmann, 1979). Le concentrazioni inquinanti sono misurate allo scarico con il veicolo al minimo ed il motore a 2500 giri/min, in condizioni di assenza di carico, per confrontare i valori ottenuti con i valori soglia. Se questi ultimi vengono raggiunti, il veicolo non soddisfa gli standard. Analogamente, il "No-Load Test", che è un metodo basato sulla regressione semplice tra le concentrazioni misurate al minimo o a 3000 giri/min e la massa emessa durante un ciclo
104
Metodologia di misura delle emissioni unitarie
ufficiale, consente la selezione di veicoli le cui emissioni eccedono i valori standard. In questo modo viene individuato solo il 70% dei veicoli inquinanti (Cackette, 1979). Ricerche condotte all'Università di Salonicco, in Grecia, (Pattas, 1987), hanno permesso di migliorare questi risultati utilizzando delle equazioni ottenute mediante l'analisi di correlazione multipla; infatt~ in tal modo, la percentuale di veicoli che superano i valori standard di emissione per il CO e l'HC raggiunge il 90-95%. La valutazione delle emissioni di NOx non è stata possibile a causa del mancato funzionamento dell'apparecchiatura durante la procedura di test. Ciò è riprovevole poichè una grande quantità di questo inquinante è solitamente emessa durante le fasi di accelerazione ed in condizioni di veicolo carico. Ciò rende difficoltosa la valutazione della massa di NOx emessa dalle concentrazioni misurate agli stop.
Le equazioni di cui sopra furono usate per calcolare la massa emessa durante un ciclo ECE 15; ma lo studio non ebbe come obiettivo la verifica che la massa calcolata rappresentasse quella emessa. Fu compiuto un controllo solo in un punto corrispondente alle massime emissioni ammissibili. Usando questi metodi, tutti i veicoli furono divisi in due classi: quelli le cui emissioni erano minori del valore prescritto dagli standard di riferimento e gli altri veicoli. Questo metodo è valido solo se la percentuale di diagnosi errate è sufficientemente bassa.
Altre !JlÌSure, per stabilire gli standard, richiedevano un laboratorio ben equipaggiato: tale era il caso del laboratorio 11Federal Three Mode" utilizzato dall'EPA negli Stati Uniti (Dietzmann, 1979). La procedura di test consisteva nel registrare le concentrazioni inquinanti emesse per due velocità di marcia definite (40 e 84 km/h) e al minimo, utilizzando un banco dinamometrico equipaggiato con un volano che simula l'inerzia di un veicolo di 795 kg.
5.2.2 Misura delle emissioni in laboratorio
Lo sviluppo dei metodi di misura delle emissioni in laboratorio è il risultato di ricerche che si sono prefisse diversi obiettivi: l'influenza del ciclo sulle emissioni di massa inquinante, il calcolo dell'inventario delle emissioni del parco veicolare operativo, il controllo dell'osservanza degli standard di emissione, l'impatto delle politiche di controllo dell'inquinamento e l'influenza di parametri quali la velocità del motore, del veicolo ed il carico sulle emissioni. I diversi laboratori coinvolti hanno usato metodi che incontravano le loro necessità specifiche: - definizione di cicli più realistici o più adattati mentre veniva mantenuto l'uso di un sistema di
campionamento convenzionale (CVS); - valutazione delle masse inquinanti contenute nei gas esausti non diluiti che ha implicato
misure simultanee delle concentrazioni inquinanti e del volume dei gas emessi.
105
Metodi di misura alternativi
Misure compiute usando gas diluiti Per questo tipo di misura, generalmente vtene mantenuto il sistema di campionamento convenzionale (CVS) mentre solo i cicli di guida sono soggetti ad un gran numero di studi di ricerca. Diversi centri di ricerca hanno pubblicato studi finalizzati alla definizione di cicli più realisti ci. L'INRETS, in Francia, ha definito una serie di l O cicli cinematici divisi in 4 classi: traffico urbano lento, traffico urbano a flusso libero, traffico extraurbano ed autostradale. Questo studio è il risultato di analisi statistiche di dati registrati su 23.000 km e 3 5 veicoli (Andrè e al., 1990). Analisi comparative delle emissioni, misurate in laboratorio per vari tipi di campioni, mostrarono che la scelta del ciclo ha una grande influenza sulla definizione del fattore di emissione unitario. Misure compiute a velocità costanti, probabilmente, sottostimarono le emissioni del 50%, se paragonate a quelle corrispondenti ai cicli di guida reali, mentre il ciclo ECE15 sottostimò le emissioni di circa il 25% (Joumard & al., 1990). Questo studio evidenzia l'effetto della velocità media sulla quantità di inquinanti emessa durante la procedura di test. Tuttavia, questo non è l 'unico parametro preso in considerazione. Test compiuti per cicli specifici nei tunnel stradali fornirono valori di emissione leggermente minori rispetto a quelli ottenuti utilizzando i cicli INRETS per le stesse velocità medie di test. Tali risultati mettono in evidenza la parte significativa giocata dall'accelerazione sulle emissioni inquinanti.
In un gran numero di studi furono usati i cicli stilizzati a causa della loro facile attuazione: cicli Giapponesi (Watson, 1978), TÙV Rheinland in Germania (Hassel, 1980), cicli Belgi (Sibenaler, 1978) o Svizzeri (OFPE, 1984). Gli attuali cicli di guida furono messi a punto da ricercatori Giapponesi a Tokyo (Yoshizumi, 1980), da ricercatori tedeschi (Jost, 1987; Meier, 1986) per valutare l'influenza della riduzione della velocità sulle autostrade e, recentemente, da tre laboratori europei (INRETS, TÙV Rheinland e TRL) in condizioni di traffico urbano (André & al., 1991).
Al fine di valutare in modo più preciso la conformità con le emissioni standard, negli Stati Uniti furono definiti diversi cicli semplificati: il "New York City" (NYCC) ed il "Federai Short Cycle" (FCS) sono i più utilizzati (EP A, 1976).
Si può osservare un altro fattore di errore in tali misure: la presenza di inquinanti nell'aria di diluizione non viene considerata nei calcoli. Anche se questi fossero misurati simultaneamente, si potrebbero applicare solo correzioni approssimate poichè il fattore di diluizione non è noto e può variare. Il risultato diventa sempre più importante quanto le emissioni veicolari sono ridotte, come per i veicoli equipaggiati con la marmitta catalitica.
106
Metodologia di misura delle emissioni unitarie
Misure compiute utilizzando gas non diluiti É impossibile campionare gas non diluiti in un sacco perchè i fenomeni di condensazione e dei mutamenti di carattere chimico osservati alterano la composizione iniziale del campione. Le misure dei gas non diluiti vengono, in genere, compiute in maniera continua per determinare l'influenza di parametri come l'accelerazione, la velocità, il carico, ecc. sulle emissioni istantanee dei diversi inquinanti.
Al fine di calcolare la massa inquinante rilasciata in atmosfera in un breve intervallo di tempo, devono essere noti la concentrazione di inquinante ed il volume di gas emesso. Misurare la concentrazione di inquinante è un'operazione comune a causa dei metodi attualmente disponibili; non è invece molto semplice determinare la quantità di gas emesso od il volume allo scarico poichè il flusso caldo e corrosivo è spinto in seguito alle operazioni principali del motore. Inoltre, i valori registrati dali' equipaggiamento di misura dei volumi di gas e delle concentrazioni devono essere ben correlati, con qualsiasi condizione operativa, cosa tecnicamente molto difficile da ottenere.
L'Istituto Francese del Petrolio (IFP) compie comunemente misure sui gas non diluiti. Durante il test, un volume costante di gas viene campionato direttamente nel tubo di scappamento e poi analizzato per ottenere le concentrazioni di CO, C02, HC e NOx in condizioni di tempo reale. Questo metodo richiede un certo numero di precauzioni: - raffreddamento, essiccazione e filtraggio del campione prima di indirizzarlo agli analizzatori
di CO e di NOx. Deve essere evitato un contatto prolungato del gas con l'acqua, nella fase liquida, per impedire qualsiasi perdita di elementi solubili (per esempio N02), durante la condensazione del vapore acqueo. In genere si considera che il 10% di NOx venga emesso sotto forma di anidride carbonica; ma studi condotti alla Goteborg University - Svezia -(Lenner, 1987), hanno dimostrato che, per alcuni veicoli, le emissioni di NOx potrebbero raggiungere il 30% durante le fasi di accelerazione;
- uso di un sistema di riscaldamento del gas, dal dispositivo di campionamento ali' analizzatore di idrocarburi, per evitare il raffreddamento del gas che condurrebbe alla condensazione di una parte degli idrocarburi. Ciò è particolarmente importante per i veicoli con motore diesel che emettono una maggiore quantità di idrocarburi pesanti.
D volume di gas emessi viene calcolato usando il principio di bilanciamento del carbonio (Guibet, 1987) che fornisce la massa di inquinanti emessi. L'eterogeneità del rapporto aria-benzina tra i cilindri può essere una significativa fonte di errore.
Furono testati altri metodi per valutare il volume di gas emessi: la misura dell'immissione del volume d'aria e del consumo di carburante; la registrazione della quantità di flusso diretto allo
107
Metodi di misura alternativi
scarico utilizzando un flussometro (CETu, 1988); l'installazione di un tracciante- per esempio un tracciante radioattivo- nella posizione di immissione dell'aria o direttamente all'interno del tubo di scappamento (Commissariat à l'Energie Atomique, 1972). Quest'ultimo metodo non può essere applicato sistematicamente a causa del numero di difficoltà e di limitazioni all'uso di elementi radioattivi.
5.2.3 Misure a bordo del veicolo
La valutazione più realisti ca della massa inquinante dovrebbe essere l'esecuzione di misure in condizioni operative reali del veicolo. Ciò dovrebbe eliminare tutti gli errori associati alla selezione della velocità ed alla simulazione della resistenza al rotolamento e dell'inerzia del veicolo.
Vengono presentati di seguito due sistemi molto diversi di misure condotte a bordo del veicolo: il mini-CVS del W arren Spring Laboratory ed il sistema sviluppato dalla Wolkswagen.
Il Warren Spring Laboratory ha sviluppato un sistema di misura a bordo, chiamato "mini-CVS,,, basato sullo stesso sistema di campionamento di quello a volume costante (Potter, 1982). Un frazionatore del flusso è attacato al tubo di scappamento e consente di campionare una frazione nota dei gas totali del motore. Tale quantità viene poi diluita con aria atmosferica per ottenere un campione di quantità costante. I campioni dei gas diluiti e dell'aria di diluizione vengono poi analizzati in laboratorio. Gli analizzatori ed i metodi utilizzati sono i medesimi di quelli relativi ai metodi standardizzati.
Lo studio di fattibilità del sistema mini-CVS, compiuto all'INRETS (V an Ruymbeke, 1991 ), mostrò che fu possibile ottenere dati sulle emissioni dei veicoli, in siti dove non erano presenti pesanti infrastrutture od in condizioni specifiche non riproducibili in laboratorio, in un ragionevole periodo di tempo e con costi contenuti. Tuttavia, per conseguire risultati attendibili che rappresentino le emissioni reali, con una tolleranza di errore inferiore al l 0%, è necessario seguire alcune precauzione nell'uso del sistema.
Un altro sistema di misura a bordo fu realizzato dalla Wolkswagen. Questo prevedeva che il gas fosse campionato direttamente nel tubo di scappamento. In seguito veniva raffreddato ed analizzato in sito senza essere diluito. Il principio operativo dell'analizzatore di CO, C02 e HC è basato su un collegamento ad infrarossi con il gas filtrato, utilizzando rilevatori solidi non selettivi che rendono insensibile agli impatti ed alle vibrazioni. Gli analizzatori di HC furono
108
Metodologia di misura delle emissioni unitarie
calibrati per rilevare l'esano (CJI14). Le concentrazioni di NOx sono valutate mediante un convenzionale analizzatore di chemiluminescenza.
La massa inquinante emessa nei due periodi di tempo istantanei di misura viene ottenuta in tempo reale dalla concentrazione misurata in continuo e dal volume di gas esausti, calcolati dal rapporto aria-carburante e dalla quantità di flusso, usando un metodo molto complesso. Il volume di aria di immissione Vo viene calcolato mediante il rapporto aria-combustibile della massa di carburante e della normale densità dell'aria.
L'unità di misura utilizzata per le concentrazioni di CO, C02 e HC è il valore percentuale del volume. Le concentrazioni di HC corrispondono alla somma del carbonio equivalente (LC) ottenuta moltiplicando per 6 i valori registrati dali' analizzatore di bordo.
Il volume di aria immessa viene perciò convertito per essiccare il volume di gas esausti, di cui il vapore acqueo, infatti, occupa dal 10 al 13% del volume. Per tenere in considerazione la frazione di combustibile bruciato nel volume di gas esausti, i ricercatori della Wolkswagen si sono basati su uno studio della società Horiba in cui veniva applicato un coefficiente di conversione pari a 0,95, come valore correttivo per i comuni carburanti con un rapporto aria-carburante variabile da 0,9 a 1,2.
Le emissioni totali registrate durante un viaggio od un periodo di test corrispondono alla somma dei valori istantanei calcolati nello stesso lasso di tempo.
Secondo lo studio della Wolkswagen, i valori di HC, misurati con tale sistema, differiscono in maniera significativa da quelli ottenuti usando un sistema convenzionale mini-CVS. Questo problema fu risolto per un veicolo definito, determinando un'equazione di correlazione che lega i due valori.
Oltre a questi risultati, relativi alle misure di HC, si possono osservare alcuni altri punti ambigui, quali il calcolo del valore di vapore acqueo condensato (da l O a 13%) o problemi di sincronizzazione tra i vari parametri misurati, per esempio, per valutare il volume di gas rilasciati.
109
CAPITOLO VI
METODOLOGIA DI MISURA DELLE EMISSIONI REALI DEL PARCO AUTOMOBILISTICO FRANCESE
110
Metodologia di misura delle emissioni reali del parco macchine francese
Introduzione
La metodologia della campagna di misure dell'INRETS è stata messa a punto per effettuare sul banco a rulli delle misure particolarmente rappresentative delle emissioni reali degli inquinanti del parco automobilistico francese. Questo allo scopo di scegliere i dati cinematici ed i rapporti del cambio adattati a ciascun veicolo testato, di campionare i veicoli, di prelevare e di analizzare i tre principali inquinanti come gli idrocarburi aromatici policiclici.
6.1 Cicli di guida
I cicli di guida sono il risultato di dati cinematici registrati nel corso dell'Indagine sull'Utilizzazione Reale dei Veicoli (EUREV). La velocità è registrata secondo per secondo nel corso di 23.000 km percorsi in tutta la Francia da 3 5 veicoli privati di 7 modelli diversi. Questi dati cinematici sono suddivisi in sequenze cinematiche, periodi di tempo fra due arresti, che costituiscono le unità statistiche di base. Le 18.500 sequenze sono definite dalle 11 variabili seguenti: - il tempo di sequenza; - il tempo di decelerazione; -la distanza percorsa; - la velocità media; - la velocità massimale; -il numero degli estremi sull'insieme della sequenza; - la percentuale del tempo dove la velocità è relativamente stabile (accelerazione compresa tra
-0,15 e +0, 15 m/s2;
- la percentuale del tempo di sequenza in cui la velocità è compresa tra O e 15 km/h; - la percentuale del tempo di sequenza in cui la velocità è compresa tra 15 e 4 5 kmlh; -la percentuale del tempo di sequenza in cui la velocità è compresa tra 45 e 75 km/h; - la percentuale del tempo di sequenza in cui la velocità è superiore a 7 5 km/h.
Differenti analisi e tecniche di classificazione permettono di classificare queste 18.500 sequenze in 4 classi. Le caratteristiche di queste classi permettono di assimilarle rispettivamente ai tipi di circolazione urbana lenta, urbana fluida, stradale extraurbana e autostrada.
La classe l è costituita dal 22% di sequenze, ossia l'l% della distanza totale di rilievio; la classe 2 dal 48 % delle sequenze, ossia il 16% della distanza totale; la classe 3 dal 27% delle sequenze, ossia il 42% della distanza totale; la classe 4 dal 3% delle sequenze, ossia il 41% della distanza totale.
111
Cicli di guida
Queste stesse classi sono state divise con le stesse tecniche in 1 O sotto-classi omogenene. Scegliendo in ciascuna sotto-classe un certo numero di sequenze rappresentative, si ottengono così IO cicli di guida (fig. 6.1) di cui le velocità medie variano da 3,7 a 94,5 krnlh. Ciascun ciclo ha una durata di circa 800 secondi, sufficiente per effettuare ulteriormente le analisi di
inquinanti.
. .., -• ..,
l .IO
600 800 1000 1200 1400 1600 rout.e temps ( • 7
urbaln 1000 1200 1400 1600 1800 2000 2200 2400 2600 2800
teaps ls) 200 4100 ·&00 800
l 2
-;q O 200 400 600 000 1000 1~00 1400 lGOO
temps ls)
Fig. 6.1 - Cicli di guida INRETS (JoumardR & Coli., 1987)
Oltre a questi l O nuovi cicli, detti " cicli INRETS", i veicoli testati seguono il ciclo Europeo e le velocità di marcia da O, 15, 30, 60, 90 e 120 kmlh come anche due cicli rappresentativi della cinematica dei tunnel urbani (messa a punto dal Centro di Studio dei Tunnel).
6.2 Scelta dei rapporti al cambio
I veicoli testati devono seguire i cicli con dei rapporti del cambio scelti con cura per i cicli INRETS e Tunnel. Questi sono determinati per ciascun veicolo grazie ad un metodo informatico che tiene conto delle caratteristiche del mezzo. Per gli altri cicli, l'INRETS ha
112
Metodologia di misura delle emissioni reali del parco macchine francese
supposto che il rapporto del cambio sia in gran parte determinato dal regime del motore e dalla richiesta d'accelerazione.
6.3 Campionamento dei veicoli
I veicoli da testare sono campionati a partire dal quadro del parco circolante fino al 1987. Questo è determinato applicando, ai dati d'immatricolazione dell'insieme dei modelli di veicoli leggeri venduti in Francia dopo il 1970, dei coefficienti di durata e dei coefficienti di utilizzazione in funzione della cilindrata e del carburante.
6.3.1 Dati di immatricolazione
Per le automobili private i dati d'immatricolazione sono quelli pubblicati, ogni anno dal 1971, dal numero speciale " Statistiche sulle automobili" dell'Argus de l'Automobile et des Locomotions.
L'unità di base è il modello definito da una marca (Renault), un tipo (5), un modello (GTL9), un tipo di motorizzazione (motore a benzina normale, motore con benzina super, motore turbo a benzina, motore a iniezione, motore turbo a iniezione, motore diesel, motore turbo diesel), una cilindrata ed una potenza massima. Per ogni modello, si dispone di un numero d'immatricolazioni di veicoli nuovi per ciascun anno dal 1970. I dati disponibili sono tuttavia meno precisi dal 1970 al 1978 poichè allora non si faceva la distinzione tra i differenti modelli di uno stesso tipo (tutte le R5 sono messe insieme). Si dispone inoltre di dati annuali per marca, cosa che permette di verificare i dati per diversi modelli di una stessa marca.
I dati di immatricolazione dei veicoli di meno di 3,5 tonnellate sono meno precisi di quelli riguardanti le vetture private, ma sono comunque sufficienti per avere un'immagine corretta di tale parco veicoli.
6.3.2 Struttura del parco circolante
TI quadro del parco circolante delle vetture private, immatricolate in Francia dal 1970 alla fine del 1985, permettono di ottenere la struttura del parco in funzione di numerosi parametri. Vengono forniti, di seguito, alcuni dei principali risultati.
113
Campionamento dei veicoli
n parco circolante è di origine francese al 72,3%, tedesco al 16,3%, italiano al 5,5% e giapponese al2,4%. Le marche più frequenti sono nell'ordine: Renault (32,6%), Peugeot (19,2%), Citroen (14,9%), Talbot (5,6%), Ford (5,4%), Volkswagen (4,0%) e Fiat (3,5%). n 78,8% del parco circolante ha motore a benzina (il69,4% a benzina super, il5,7% a benzina normale, il2,9% a iniezione, lo 0,6% turbo a benzina e lo 0,1% turbo a iniezione) e il21,2% ha motore diesel ( ill7,6% diesel normale e il3,6% turbo diesel).
La percentuale di veicoli a benzina che rispettano i regolamenti 15-00, 15-01, 15-02, 15-03 e 15-04 è rispettivamente del 15,2%, 14,2%, 23,0%, 43,9% e 0,4%. Per i veicoli diesel, queste percentuali sono rispettivamente di 1,5%, 14, l%, 19,9%, 63,6o/o e 0,8%.
La struttura del parco secondo la cilindrata è molto differente a seconda del tipo di carburante; per le classi 0-1400, 1400-2000 e > 2000 cm3 le percentuali sono rispettivamente, per i veicoli a benzina, di 69,3%, 27,3% e 3,4% e per i diesel di 0,3%, 42,9% e 56,9%.
6.3.3. Campionamento finale dei veicoli
Il campionamento viene effettuato in funzione dei modelli, della marca, della cilindrata, del carburante e della normativa ECE 15 che suddivide i veicoli in funzione della loro età. Così l'INRETS ha scelto 50 veicoli a benzina e 20 veicoli diesel.
I cicli cinematici descritti sopra sono stati misurati con partenza a caldo e con veicolo non messo a punto; alcuni sono stati seguiti con partenza a freddo e/o dopo aver registrato il veicolo.
6.4 Prelevamento ed analisi degli inquinanti
Il sistema di prelevamento e di analisi dei principali inquinanti gassosi o del particolato è ormai consolidato ed è stato normalizzato negli Stati Uniti, in Giappone e soprattutto in Europa.
Banco a rulli Si tratta di un banco di frenatura a correnti di Foucault, di potenza massima di 230 kw, composto di 2 rulli di 364 mm di diametro, raffreddati ad acqua. L'inerzia del veicolo è simulata dal gioco dei volani d'inerzia che copre la gamma da 680 a 2.495 kg. La resistenza aerodinamica all'avanzamento è simulata dalla legge proporzionale al quadrato della velocità. n
114
Metodologia di misura delle emissioni reali del parco macchine francese
coefficiente di proporzionalità è regolato, sui veicoli a benzina, dalla depressione all'immissione (misurata sull'autostrada e riprodotta sul banco) e, eventualmente, dalla decelerazione libera del veicolo (metodo utilizzato per i diesel).
I cicli di guida (dati cinematici e rapporti al cambio) sono visualizzati su uno schermo posto davanti al conducente.
Sistema CVS Tale sistema di prelevamento degli inquinanti è a quantità costante (Constant Volume Sampler): i gas di scarico sono diluiti con aria purificata in modo che la quantità totale, regolata da un tubo Venturi, sia costante. La diluizione delle particelle viene ottenuta in un tunnel di 4 metri di lunghezza (fig. 5.1 ).
I gas diluiti e l'aria purificata sono prelevati in quantità costante regolata sia da una pompa che da un tubo Venturi. Questi vengono poi immagazzinati in sacchi di teflon.
Inquinanti gassosi Gli inquinanti gassosi (CO, HC, NOx) sono sistematicamente analizzati, dopo lo stoccaggio, nel corso della durata di ciascuno dei 10 cicli di guida (una emissione sull'insieme del ciclo). Parallelamente questi vengono analizzati in continuo, cosa che permette di studiare l'influenza delle velocità e delle accelerazioni istantanee sulle emissioni. Il monossido di carbonio è analizzato mediante raggi infrarossi (Maihak 6N), gli idrocarburi totali mediante ionizzazioni della fiamma (Ratfisch RS 55) e gli ossidi di azoto mediante chemiluminescenza (Thermo Electron lO AR).
P articolato n particolato viene fatto depositare su due filtri successivi di cellulosa di 45 mm di diametro. I
filtri sono pesati al microgrammo prima e dopo la filtrazione del particolato, dopo una
stabilizzazione di diverse ore a temperatura ed umidità costanti (20 °C, 60% ).
115
CAPITOLO VII
MODELLI MATEMATICI PER LA VALUTAZIONE PREVISIONALE DELL'INQUINAMENTO
ATMOSFERICO
Modelli matematici per la valutazione previsionale dell'inquinamento atmosferico
Introduzione
Allo scopo di valutare l'impatto prodotto dalle nuove regolamentazioni sono stati messi a punto strumenti previsionali sull'evoluzione dell'inquinamento prodotto dalle sorgenti mobili, in grado di fornire un supporto concreto per la migliore definizione degli interventi legislativi.
L'impiego della modellistica matematica di simulazione consente infatti di prevedere gli effetti sull'andamento dell'inquinamento atmosferico delle nuove normative di legge.
I modelli generalmente uniscono tre generi di analisi: -analisi delle intersezioni di traffico; - procedure speciali per stimare le emissioni dai veicoli fermi, in accelerazione ed in
decelerazione vicino alle intersezioni; - analisi di dispersione di una sorgente lineare standard.
Si individuano due categorie di modelli matematici: - modelli matematici per la valutazione previsionale delle emissioni globali delle sorgenti
mobili; - modelli matematici per la valutazione della diffusione degli inquinanti nell'atmosfera.
Con l'impiego dei primi è possibile prevedere l'andamento del carico inquinante immesso nella atmosfera mentre i secondi consentono la valutazione della qualità dell'aria in funzione delle variazioni dei carichi stessi.
L'affidabilità delle valutazioni previsionali ottenute con questi strumenti dipende dall'accuratezza e dalla reperibilità dei dati statistici sulla composizione del parco veicoli circolante e dei relativi fattori di emissione , nonchè, nel secondo caso, dali' affidabilità dei dati climatici micro e macro della zona in esame e dei dati di carico inquinante.
Inoltre, poichè le sorgenti di inquinamento atmosferico (emissioni) sono di molti tipi, naturali e non, fisse e mobili, i modelli di diffusione, che consentono di correlare emissioni ed immissioni, consentono di stabilire, in genere con buona precisione, a quale fonte siano da imputarsi i dati di qualità dell'aria rilevati in un dato punto o ad un dato istante. Data la complessità dei fenomeni chimico-fisici che avvengono nell'atmosfera e dei meccanismi di trasporto e diffusione, la correlazione emissioni-immissioni è spesso non ovvia ed una sua troppo superficiale valutazione può condurre ad errori grossolani.
117
Modelli di simulazione dei livelli di qualità del/ 'aria
7.1 Modelli di simulazione dei livelli di qualità dell'aria
Un modello previsionale di diffusione dell'inquinamento atmosferico è uno strumento che permette di valutare la situazione di qualità dell'aria relativa ad uno o più inquinanti atmosferici (CO, NOx, HC, etc.) in funzione delle emissioni di inquinanti ed in relazione ad una previsione meteorologica.
Esso non può prescindere da un'accurata indagine sulle caratteristiche delle aree in esame sia dal punto di vista orogra:fico che dal punto di vista meteorologico; le caratteristiche meteo-climatiche sono individuate principalmente dalla stabilità atmosferica e dalla velocità e direzione dei venti alle diverse quote.
Tali parametri sono molto importanti particolarmente nel caso di siti ad orografia complessa.
La raccolta delle informazioni meteorologiche nel caso in cui non siano già disponibili, come spesso accade, è in genere realizzabile sia tramite misure effettuate al suolo che mediante tecniche avanzate, come ad esempio il SODAR DOPPLER che fornisce la direzione e la velocità dei venti alle diverse quote e il RASS che fornisce il profilo di temperatura fino a l. 000 metri, permettendo così di rilevare la presenza e l'entità delle inversioni termiche e lo stato di stabilità atmosferica.
Oltre alla conoscenza dell'area e della meteorologia, particolare importanza riveste l'accuratezza delle informazioni relative alle emissioni; la dislocazione, la quantificazione e la caratterizzazione delle fonti emittenti rappresentano l'informazione di base sia per stabilire quali inquinanti devono essere considerati dallo studio modellistico, sia per la formazione degli archivi di base atti ad alimentare il modello matematico di previsione.
Infine, l'interazione tra rete e modello si esplica nella fase di verifica dove l'applicazione del modello viene validata con i risultati dei rilevamenti della rete di monitoraggio esistente nel sito da esaminare.
Per alcuni inquinanti (N02 - HC) è necessario considerare le trasformazioni che i suddetti subiscono in atmosfera per effetto delle radiazioni solari. Ciò al fine di poter correlare in modo corretto le concentrazioni osservate in atmosfera con le emissioni.
n tipo di modello diffusionale rappresenta una scelta strategica nell'ambito degli obiettivi e dei risultati connessi al tipo di utilizzo previsto.
118
Modelli matematici per la valutazione previsionale dell'inquinamento atmosferico
7.2 Criteri per la classificazione dei modelli
A causa della molteplicità degli scopi perseguibili con la modellistica atmosferica e della diversità costitutiva dei modelli è necessario classificarli in diverse famiglie. La suddivisione dei modelli avviene: -per struttura:
• modelli deterministici • modelli statistici
- per campo di applicazione: • scala temporale • scala spaziale • sorgenti di emissione
7 .2.1. Modelli deterministici
I modelli deterministici possono essere raggruppati in due grosse classi: a) modelli euleriani b) modelli lagrangiani
7.2.1.1. Modelli euleriani
Si definisce punto di vista euleriano quello nel quale un osservatore si trova fisso rispetto al campo di moto. Le concentrazioni risultano pertanto essere funzione delle coordinate spaziali (x, y e z) e del tempo t. L'equazione euleriana della diffusione-dispersione è:
a- _a a(-·-·) a(-·-·) -+u-=-- v c --w c a ò.i 0-' az
dove v', w' e c'sono le fluttuazioni rispetto al valor medio delle componenti di velocità e della concentrazione causate dai moti turbolenti. Sono state fatte le ipotesi di: - trascurabilità della difusione lungo la direzione del vento rispetto al termine convettivo; - trascurabilità della diffusione molecolare a fronte di quella turbolenta. La velocità del vento u si può definire in due modi:
119
Criteri per la classificazione dei modelli
- analiticamente, imponendo il soddisfacimento delle equazioni del moto e di conservazione dell'energia in forma termica. Non sempre è possibile ottenere dei risultati realistici;
- sperimentalmente, valutando attraverso rilievi anemologici, al suolo ed in quota, la velocità da inserire nell'equazione.
n diverso approccio nella determinazione del termine u' c' (problema della chiusura) costituisce la principale differenza tra i modelli euleriani. Si distinguono per modalità di calcolo la: - teoria spettrale della diffusività turbolenta
suddivisione dei termini della diffusività nelle componenti di una serie di F ourier; - chiusura fenomenologica
caratteristica dei "K-models" o dei "gradient transfer model" che ipotizza (Prandtl) che il flusso turbolento sia proporzionale al gradiente della concentrazione;
- chiusura analitica metodi "high order closure" nei quali si perviene ad un sistema chiuso con l'assunzione di nuove equazioni. Gli schemi di chiusura introducono approssimazioni di tipo matematico e non fisico.
7 .2.1.2. Modelli lagrangiaoi
I modelli lagrangiani sono basati su presupposti differenti rispetto a quelli euleriani. Ipotizzano infatti di seguire le traiettorie di un numero discreto di particelle (compreso in genere tra 5. 000 e 20.000) che si evolvono passivamente nell'ambiente in cui sono disperse. Le caratteristiche dell'atmosfera devono pertanto essere note con sufficiente precisione per consentire l'attendibilità dei risultati. Le concentrazioni sono ricavabili dall'analisi del numero delle traiettorie transitanti nell'unità di tempo nei punti sottovento alla sorgente. n problema di fondo è costituito dalla determinazione delle traiettorie delle singole particelle che, pur essendo passive, sono sottoposte ai moti turbolenti dell'atmosfera che ne consentono la diffusione. Se si considera la sola presenza di moti stocastici gli incrementi della velocità di ogni singola particella possono essere scritti come:
dW=dp (l)
doved f..l è una variabile stocastica legata alle caratteristiche del moto turbolento, supposto
omogeneo, dalla relazione:
120
}vfodelli matematici per la valutazione previsionale dell'inquinamento atmosferico
(2)
dove w è la deviazione standard della componente verticale della velocità euleriana nel
campo turbolento, t 1 rappresenta la macroscala temporale, dw1 una variabile casuale con val or medio nullo e varianza dt. In uno strato limite convettivo h assume valori compresi tra 5 e 20 minuti. L'equazione sopra riportata descrive un processo affine alla diffusione molecolare, caratterizzato quindi da una dipendenza della dimensione laterale del pennacchio proporzionale a .[; e da un profilo risultante delle concentrazioni gaussiano. L'applicabilità della (l) ha delle limitazioni per modeste distanze dalla sorgente per le quali si preferisce la relazione (Langevin):
W = - ( Wlt1 ) * dt + d p
che esprime una dipendenza da un termine stocastico e dal valore di W calcolato al tempo t, ovvero la correlazione del moto turbolento. Il primo termine, di segno negativo, rappresenta un'effetto smorzante. Se la u(z) è costante e la turbolenza omogenea, le traiettorie possono essere integrate passo passo, per intervalli di tempo finiti Dt, con la seguente procedura:
Wt+nt = Wt (I - Dt l t1) + w (z l k)112 * Dwt
Zt+nt = Zt+ Wt dt
Spesso la turbolenza non può essere supposta omogenea, la coordinata lagrangiana t1 dipende dalla quota e infine i termini casuali d p devono essere estratti da una distribuzione in genere
non gaussiana dipendente, in particolare, dalle fluttuazioni verticali della velocità. Le limitazioni degli algoritmi di calcolo lagrangiani consistono principalmente nell'impossibilità di valutare rilasci di inquinanti non passivi o con densità differente da quella dell'aria. Il loro impiego necessita di una accurata conoscenza delle caratteristiche statistiche del moto turbolento anche se, per casi semplici, l'analisi sperimentale ha messo in luce delle correlazioni che permettono di ricavare i valori di w' e di w note la quota ed i parametri di stabilità (Chiocchia, 1989).
7 .2.2 Modelli statistici
I modelli di tipo statistico prescindono da una descrizione fisica del fenomeno, basandosi sull'elaborazione di dati sperimentali.
121
Criteri per la classificazione dei modelli
Sono applicabili in quei siti nei quali con precedenti campagne di monitoraggio siano stati raccolti numerosi dati statistici. Gli algoritmi stimano inoltre l'influenza della variazione delle variabili meteorologiche più significative come ad esempio la copertura nuvolosa, l'altezza dello strato rimescolato, la temperatura dell'aria, la direzione e la velocità del vento, l'intensità dell'insolazione, etc. I livelli di inquinamento calcolati dal modello permettono di individuare in tempo reale la più efficace regolazione degli impianti emissivi costituendo di fatto un valido sistema di controllo in retroazione. La scelta di un determinato modello statistico dipende solitamente dal tipo e dalla disponibilità di dati sperimentali. I modelli possono essere suddivisi in: - modelli autoregressivi nei quali le concentrazioni sono funzione dei valori ricavati in p istanti
precedenti; - modelli di regressione multipla nei quali si prendono in considerazione, oltre ai valori della
concentrazione, anche una serie di altri parametri significativi.
7 .2.3 Classificazione per scala temporale
- Modelli climatologici Calcolano la distribuzione spaziale "media" per lunghi periodi di tempo. Sono normalmente utilizzati nei problemi di pianificazione del territorio.
- Modelli dinamici o meteorologici Calcolano la distribuzione spaziale dell'inquinamento per brevi periodi di tempo. Sono particolarmente utili per lo studio della qualità dell'aria in una data regione spaziale.
- Modelli previsionali Determinano i livelli di inquinamento e la loro persistenza, per un breve periodo di tempo, tramite modelli di diffusione collegati a modelli meteorologici oppure tramite modelli sto casti ci. Le previsioni vengono utilizzate per fornire opportune segnalazioni di allarme alla popolazione o per prendere contromisure quali la riduzione delle emissioni.
E' spesso utilizzata la distinzione tra modelli "PUFF" (il tempo di viaggio è molto maggiore del tempo di rilascio oppure del tempo di campionamento) e modelli "PLUME" (il tempo di viaggio è molto minore del tempo di rilascio o del tempo di campionamento)
122
Modelli matematici per la valutazione previsionale dell'inquinamento atmosferico
7 .2.4 Classificazione per scala spaziale
-Lunghe distanze: modelli generalmente di tipo numerico validi per distanze superiori a l 00-200 km.
- Medie distanze: modelli generalmente numerici validi per distanze fino a l 00-200 km.
-Brevi distanze: modelli validi fino a l O km di distanza come ad esempio quelli basati sulle formulazioni gausstane.
- Micromodelli: modelli validi entro ambiti spaziali molto limitati da poche decine a qualche centinaio di metri (ad esempio modelli "Canyon").
7 .2.5 Classificazione per sorgenti di emissione
-Sorgenti mobili: si tratta di micromodelli o modelli sulle brevi distanze orientati alla simulazione dell'inquinamento da traffico autoveicolare ed aereo.
- Sorgenti stazionarie: sono modelli orientati alle emissioni da impianti produttivi, spesso specializzati per settore di attività.
7.2.6 Modelli semiempirici (Gaussiani)
N el caso relativo alla valutazione della propagazione dell'inquinamento atmosferico da fonti multiple diversamente dislocate sul territorio in esame, si ritiene che un idoneo approccio modellistico sia rappresentato da modelli di diffusione gaussiani. Essi si basano sulla nota formula diffusionale:
c =k· Q .1)' U·C ·C y z
- .!.[!!._+ !....] e2CzCy
dove: Cxy = concentrazione degli inquinanti al suolo nel punto di coordinate x, y ( mglmc) Q =quantità di inquinante emessa in kg/sec U = velocità del vento espresso in m/sec
123
Criteri per la classificazione dei modelli
Y = distanza dalla fonte H = altezza dalla fonte Cy, Cz =coefficienti di dispersione (laterale e verticale).
L'algoritmo di base sopra riportato richiede di essere adattato per ogni singola applicazione specifica. In sintesi, l'area in esame viene generalmente suddivisa in singole maglie di dimensioni variabili in relazione alla risoluzione spaziale richiesta; a tali maglie vengono assegnati i pertinenti ratei di emissione quantificati da precedenti indagini sul territorio.
Le emissioni assegnate alle singole maglie sono espresse tn unità di rrusura relative al parametro in esame (per es. kg/sec) computando per lo stesso i diversi contributi specifici (impianti industriali, riscaldamento, traffico, etc.).
Questa fase, di compilazione degli archivi di base, è realizzata considerando la posizione cartografica ed orografica di ciascuna maglia e consente di ottenere una prima immagine "statica" emissiva del territorio in esame.
L'applicazione modellistica consiste nel simulare la propagazione dell'inquinamento prodotto da ciascuna fonte emittente (maglia) mediante l'algoritmo sopra riportato, attribuendo le ricadute in concentrazione (ppm) alle maglie che si trovano lungo il percorso di ricaduta del pennacchio, che viene determinato, mediante lo studio di caratterizzazione meteorologica basato sulla raccolta di informazioni relative alla disposizione ed intensità dei venti alle diverse quote, tramite l'impiego di radiosondaggi e/o SODAR e RASS.
n valore di impatto al suolo per ciascuna distanza significativa dalla fonte emittente è in relazione, oltre che alle caratteristiche del gas emesso, alle condizioni di stabilità atmosferica che condizionano l'innalzamento e la dispersione dei gas.
La procedura viene ripetuta per tutte le fonti emittenti (maglie), e permette di ottenere un'immagine di propagazione dell'inquinamento atmosferico di tipo topografico o tridimensionale per la situazione meteorologica prescelta o prevista. Una volta validato il modello con opportuni confronti tra gli outputs previsti e le misure effettuate in campo, per esempio tramite una rete di monitoraggio preesistente, è sufficiente il solo ausilio della previsione meteorologica per valutare l'evoluzione dell'inquinamento per le ore alle quali si riferisce la previsione stessa.
124
Modelli matematici per la valutazione previsionale dell'inquinamento atmosferico
Tramite la rappresentazione topografica della distribuzione dell'inquinamento è inoltre possibile evidenziare le zone maggiormente critiche, in termini di impatto ambientale, e verificare l'estensione di aree potenzialmente esposte a fenomeni di ricaduta o diffusione dell'inquinamento atmosferico.
125
CAPITOLO VIII
ANALISI DEI MODELLI
Analisi dei modelli
Introduzione
L'approvazione dell'Atto di Polizia Ambientale Nazionale (National Environmental Policy Act) del 1969 diede inizio alla modellistica di valutazione dell'inquinamento dovuto ai veicoli.
Tale atto richiede che sia preparata una valutazione di impatto ambientale prima della costruzione di nuove autostrade parzialmente finanziate da fondi federali.
Fu così sviluppato, nei primi anni '70, un certo numero di modelli di valutazione dell'inquinamento prodotto dalle autostrade come ad esempio CALINE e HIW AY.
I tentativi di validazione di questi modelli con i dati sperimentali rilevati vicino alle autostrade non furono soddisfacenti a causa dell'incertezza della stima delle emissioni veicolari. Inoltre, anche i test statistici usati nelle valutazioni dei modelli precedenti erano piuttosto semplici.
Nel1975la Generai Motors, con la cooperazione della Ford Motor Co., della Chrysler Corp. e della U.S. Environmental Protection Agency, condusse un esperimento sull'autostrada ben concepito e controllato secondo la metodologia di test della Generai Motors.
I risultati ottenuti da questo esperimento fornirono per la prima volta un'ottima serie di dati per la valutazione e lo sviluppo del modello.
Inoltre l'EP A (Environmental Protection Agency) ha fondato l'American Meteorology Society per formare un gruppo di scienziati che studiassero e fornissero tecniche da utilizzare nella valutazione dei modelli.
Negli ultimi anni '70 e primi '80 furono sviluppati un certo numero di modelli sull'inquinamento delle autostrade usando i dati della Generai Motors.
Di seguito sono riportati ed analizzati i modelli sviluppati in questi anni.
Di questi ultimi molti sono finalizzati alla stima dell'inquinamento prodotto dalle grandi arterie stradali, altri alla valutazione delle condizioni critiche nei si ti di traffico congestionato.
I modelli differiscono nelle loro analisi dei ratei di emissione veicolare e nelle procedure usate per descrivere la distribuzione spaziale delle emissioni lungo le sezioni stradali.
127
Analisi dei modelli
Tra i primi modelli sviluppati negli anni '70 ve ne sono alcuni di tipo gaussiano ed altri numerici, i quali forniscono prestazioni senz'altro più modeste rispetto ai primi.
8.1 Modello DANARD
DANARD è un modello Euleriano bidimensionale che risolve l'equazione della conservazione della massa secondo lo schema numerico sottolineato da Dufort e Frankel.
Viene costruita una griglia orizzontale che si estende di 150m su entrambi i lati della strada ed una verticale limitata a l O celle tra la superficie (assunta piatta) e l'altezza di mescolamento.
Si assume l'ipotesi che gli inquinanti siano miscelati uniformemente nello strato adiacente la strada avente un'altezza di 3 metri. L'utente può comunque determinare il valore di diffusività desiderato sia sulla strada che ad un'altezza di 10m (Kx, Ky). Se l'altezza di mescolamento è maggiore di l O metri, il modello richiede misure di vento addizionali ai livelli più alti.
8.2 Modello MROAD-2
MROAD-2 è un modello basato su una griglia bidimensionale ed utilizza un codice di calcolo Euleriano per risolvere numericamente l'equazione di conservazione della massa.
La grandezza della griglia può essere specificata dall'utente ed è possibile la presenza di molte sorgenti lineari (ipotizzate perpendicolari al piano del modello), includendo anche strade sopraelevate. Esiste una procedura che considera la topografia del terreno adiacente la strada. Viene assunta l'ipotesi che il miscelamento degli inquinanti sia uniforme a 3,3 metri sopra il piano stradale. I profili del vento sono definiti come funzione della stabilità atmosferica, ma possono essere specificati dall'utente. Il modello può accettare la direzione e la velocità del vento per più di otto siti. ll campo di vento finale è basato sulla soluzione di un campo potenziale ed è adattato alle velocità del vento misurate mediante i minimi qÙadrati.
8.3 Modello ROADS
ROADS è un modello bidimensionale di conservazione della massa.
128
Analisi dei modelli
Questo determina la concentrazione di inquinanti allo stato costante risolvendo numericamente l'equazione che governa la diffusione atmosferica e le reazioni chimiche. Ad ogni successione di tempo gli inquinanti sono prima diffusi orizzontalmente, poi verticalmente ed infine reagiscono per modificare la miscela di inquinante. L'equazione di diffusione è risolta numericamente dallo schema alle differenze-finite di Lax-Wendroff.
Questi tre modelli numerici sono stati superati dai modelli gaussiani che hanno fornito una maggiore accuratezza delle previsioni delle concentrazioni misurate. Di seguito vengono presi in visione tre di questi modelli, GM, HIW A Y, AIRPOL-4 e confrontati brevemente tra loro e più avanti verranno analizzati anche i modelli della serie CALINE.
8.4 Modello GM
GM fu sviluppato da Check nel 1978 sulla base dei dati sperimentali ottenuti nello studio di dispersione condotto su una pista di prova della Generai Motors. n modello considera la sorgente come una linea infinita e definisce un parametro di dispersione funzione dell'angolo di orientamento vento-strada e della distanza dalla sorgente. Viene inoltre ipotizzato che il "pennacchio" di inquinanti sorga sulla strada in condizioni di vento molto stabile e leggero. Le concentrazioni di inquinante sono calcolate mediante un'equazione che comprende l'emissione per unità di lunghezza, la velocità del vento che attraversa la strada con il suo fattore di correzione e l'altezza del pennacchio; è inoltre incluso il termine che contiene l'effetto di dispersione laterale e verticale sulla distribuzione della concentrazione.
8.5 Modello HIW A Y
HIW A Y è un modello di dispersione gaussiana sviluppato dall'EP A. Le emissioni prodotte dal traffico transitante sull'autostrada sono considerate equivalenti ad una serie di sorgenti lineari finite. Ogni corsia della strada è schematizzata da una sorgente lineare finita, diritta e continua con un tasso di emissione uniforme.
129
Analisi dei modelli
In particolare, l'autostrada è simulata mediante un numero crescente di sorgenti puntuali il cui contributo totale è il risultato di in'integrazione trapezoidale, su una lunghezza finita, di un'equazione di una sorgente puntuale di tipo gaussiano. L'aumento del numero di sorgenti continua fino alla convergenza della soluzione. La concentrazione della sorgente lineare è data perciò da:
C=q fdlu dove:
q = emissione per unità di lunghezza u = velocità del vento D = lunghezza della sorgente lineare f = funzione di dispersione della sorgente puntuale
8.6 Modello AIRPOL-4
AIRPOL-4 è un modello basato sulle tecniche di segmentazione associate ad un appropriato schema numerico al fine di valutare l'integrale gaussiano. n sistema di coordinate della strada viene trasferito su un sistema di coordinate al ricevitore; ciò consente di applicare direttamente l'equazione gaussiana ad ogni punto stradale per detenninare il contributo di quella sorgente puntuale all'inquinamento presente al ricevitore. n modello è in grado di predire le concentrazioni lungo una strada sia sottovento che sopravento ad ogni intervallo campione desiderato. I risultati sperimentali hanno evidenziato i diversi comportamenti dei modelli riguardo alla loro capacità di previsione dei livelli di concentrazione.
I modelli gaussiani forniscono risultati migliori di quelli numerici e tra questi le stime più corrette sono fornite dal modello GM. In particolare se viene considerato l'intero range delle concentrazioni si può compilare una "classifica" dei modelli secondo le loro performances decrescenti come segue: GM, AIRPOL-4,HIW A Y,CALINE-2,DANARD,:MROAD-2 e ROADS. Se invece vengono considerati i dati nella metà superiore della distribuzione cumulativa, la "classifica" dei modelli diventa: GM, DANARD, HIW AY, AIRPOL-4, CALINE-2, :MR.OAD-2 eROADS.
Quasi tutti i modelli inoltre tendono a sottostimare i valori di concentrazione. Tra tutti, HIW A Y produce le stime più prudenti poichè riscontra la percentuale più alta di sovrastima nella maggior parte dei tests statistici considerati.
130
Analisi dei modelli
Nonostante il modello GM fornisca le statistiche migliori, la sua tendenza alla sottostima non consente che venga utilizzato per fini decisionali. Per propositi di screening invece mw A Y sarà un buon mezzo anche se è troppo prudente.
Altri modelli di diffusione, sempre riguardanti le emissioni prodotte da arterie stradali di scorrimento sono CALINE-3, ffiWAY-2 e ROADWAY.
8.7 Modello ROADWAY
Il modello ROADW A Y, diversamente dai precedenti, fu sviluppato indipendentemente dai dati sperimentali della Generai Motors. Il modello risolve l'equazione della conservazione della massa mediante approssimazioni alle differenze finite.
ROADWA Y ipotizza uno strato superficiale rappresentabile mediante la teoria della somiglianza dello strato superficiale con la sovrapposizione degli effetti delle scie del veicolo. Queste ultime simulano i campi di vento e di turbolenza e si ipotizza che l'effetto sia lineare. La scia del veicolo è una regione in cui aumenta la turbolenza e diminuisce la velocità relativa al veicolo. L'intensità della scia è funzione della velocità del veicolo, della distanza sottovento e della distanza dal centro della scia. Sulla strada vengono calcolati la velocità media ed il campo di turbolenza sulla base del numero e della velocità dei veicoli e delle condizioni ambientali ed atmosferiche. Usando la velocità ed i campi di turbolenza calcolati, vengono fatte le previsioni sulle concentrazioni di inquinanti sopra l'autostrada, sopravento e sottovento.
Furono valutate le performances dei tre modelli citati, CALINE-3, ffiWAY-2 e ROADWAY utilizzando i dati ottenuti dall'esperimento sulla dispersione dei solfati condotto dalla Generai Motors. Le previsioni dei modelli furono dapprima associate con le osservazioni e poi furono valutati diversi parametri statistici. Questi test indicarono che tutti e tre i modelli davano buoni risultati con i dati della Generai Motors, anche se ffiWAY-2 e ROADWAY simulavano meglio i dati rispetto a CALINE-3. Inoltre fu osservato che tutti e tre i modelli davano buone previsioni circa le concentrazioni con valori molto alti.
I modelli analizzati fino ad ora riguardano tutti il fenomeno della dispersione provocato da arterie di scorrimento; diverso è l'approccio nel caso di dispersione in ambito urbano.
131
Analisi dei modelli
Si possono individuare tre classi principali di modelli matematici di diffusione in centri urbani: - micromodelli di diffusione locale - mesomodelli di diffusione urbana - macromodelli di diffusione extraurbana.
I micromodelli forniscono una descrizione dei livelli di concentrazione in aree urbane ristrette quali ad esempio strade a "canyon", incroci, sottopassaggi, etc., con finalità di determinare i livelli effettivi di inquinamento a cui sono sottoposte le persone in quelle aree specifiche.
I mesomodelli considerano in genere come zona di riferimento l'intero centro urbano e come sorgenti quelle localizzate all'interno dello stesso. Essi si prefiggono lo scopo di dare una descrizione globale degli andamenti delle concentrazioni medie (mediate su maglie con dimensioni lineari dell'ordine di un chilometro) sull'intero centro cittadino qualora possa essere trascurato il trasporto dall'esterno.
Le applicazioni più significative dei macromodelli si hanno quando si voglia valutare il contributo all'inquinamento cittadino apportato da fonti energetiche extraurbane, quali ad esempio, tratti autostradali, grandi aeroporti con intenso traffico, etc .. Nei macromodelli, infatti, il centro abitato viene ad occupare soltanto una o poche maglie della zona in esame.
Si riportano di seguito alcuni modelli di valutazione della qualità dell'aria alle intersezioni: nvt:M, TEXIN, TEXIN-2, MICR0-2, CALINE-4, il modello dello Stanford Research Institute eCAL3QHC.
Tutti i modelli di analisi delle intersezioni combinano i dati derivanti da uno dei modelli della serie MOBILE sia con i dati del Modal Analysis Model che del programma di test delle emissioni SDS.
8.8 Modello IMM
n modello IMM (Intersection Midblock Model) fu sviluppato nel 1978 come parte della politica dell'EPA circa le analisi di CO nei cosiddetti "punti caldi" (hot spot). Il modello include procedure di analisi delle intersezioni per calcolare vari parametri di traffico (no veicoli per corsia, lunghezza della coda, ritardo per i veicoli fermi, n° di veicoli che attraversano l'intersezione senza fermarsi). Le emissioni dei veicoli sono stimate rettificando i dati del Modal Analysis Model usando dei fattori di correzione derivati da MOBILE l.
132
Analisi dei modelli
Le analisi di dispersione sono compiute dal modello HIW A Y -2. IMM compie le analisi delle emissioni trattando queste ultime come flussi liberi; un successivo incremento delle emissioni è computato mediante le condizioni di decelerazione, fermata e accelerazione nelle intersezioni analizzate. IMM è l'unico modello che corregge i quantitativi di emissione per un veicolo fermo nelle condizioni di "modo operativo".
8.9 Modello MICR0-2
MICR0-2 è stato sviluppato dal Colorado Department of Highways che produsse prima il modello MICRO per valutare la qualità dell'aria e l'impatto dei progetti di controllo del traffico alle intersezioni.
MICRO era a sua volta una modifica apportata al sottomodello delle intersezioni del modello regionale di qualità dell'aria APRAC-2. Le principali modifiche includevano procedure per stimare l'eccesso di emissioni nelle intersezioni.
L'aggiornamento MICR0-2 elimina la componente di calcolo della dispersione del modello :MICRO, producendo così un modello di analisi delle emissioni.
Quando è utilizzato per la valutazione del CO, MICR0-2 produce un file di input per il modello di dispersione CALINE-3. Inoltre il modello consente all'utente di sostituire ai dati derivati da MOBILEl (usati in MICRO) quelli della corrente versione di MOBILE ed incorpora un'analisi del traffico standard per le intersezioni in esame (tempo ciclo, tempo di verde, capacità dell'intersezione, volume/capacità, lunghezza delle code, tempi di ritardo e numero di veicoli fermi).
MICR0-2 calcola le emissioni di un "modo di guida" su ogni ramo dell'intersezione usando la quota di emissione normalizzata da fermo, le quote di emissione MOBILE ed il moltiplicatore del modo accelerazione. In seguito i rami dell'intersezione vengono frazionati per fornire una distribuzione geografica disuniforme delle emissioni. Le maglie di avvicinamento all'intersezione contengono, a monte, un segmento a velocità di crociera, un segmento di decelerazione ed un segmento di coda. Le maglie di partenza dall'intersezione contengono invece un segmento di accelerazione ed uno a velocità di crociera a valle. Le zone di coda sono divise in sezioni uguali di decelerazione-fermo e fermo-accelerazione.
133
Analisi dei modelli
Le lunghezze e le collocazioni spaziali di queste sezioni sono determinate dall'analisi di intersezione del traffico, assumendo accelerazioni e decelerazioni costanti.
8.10 Modelli TEXIN e TEXIN-2
I modelli TEXIN e TEXIN-2 (Texas Intersection models) combinano l'analisi di traffico delle intersezioni, l'analisi dell'eccesso di emissioni e le procedure dei modelli di dispersione.
Il modello originale TEXIN era strutturato per analizzare le intersezioni con segnali e quelle a due vie di stop. L'analisi di emissione in TEXIN associava i dati del test SDS con quelli di MOBILE2. Il modello CALINE-3 era usato per le ananlisi di dispersione.
TEXIN-2 invece include anche il trattamento delle intersezioni a T, delle strade a senso unico e degli incroci a quattro vie. Vengono usate le procedure di analisi di marcia critica e quelle di limitazione di capacità per valutare le code dei veicoli, i tempi di fermata e le riduzioni di capacità. TEXIN-2 calcola le emissioni dei veicoli in modo simile a TEXIN, ma considera anche i veicoli che operano una svolta e sostituisce le emissioni ottenute da MOBILE3 a quelle di MOBILE2 usate da TEXIN.
Per le analisi di dispersione viene usata una versione leggermente modificata di CALINE-3 e gran parte dei calcoli sono compiuti all'interno del modello.
TEXIN-2 classifica le emissioni dei veicoli alle intersezioni in diverse componenti: - emissioni a velocità di crociera dei veicoli che attraversano l'intersezione senza fermarsi; - emissioni dei veicoli fermi all'intersezione; - emissioni dei veicoli che hanno rallentato o si sono fermati prima di attraversare
l'intersezione; - emissioni dei veicoli che operano una svolta.
8.11 Modello dello Stanford Research Institute
Lo Stanford Research Institute ha costruito un modello su scala urbana per il calcolo della distribuzione dell'inquinamento da monossido di carbonio a livello del suolo su base oraria per un'intera area cittadina (Feemans- Air Quality Group, 1976).
134
Analisi dei modelli
Gli input del modello richiedono tre gruppi di dati: - le specifiche dei punti ricettori dove si vogliono calcolare le concentrazioni; - i volumi di traffico ed i fattori di emissione; - i parametri meteorologici.
I punti ricettori sono individuati dal centro delle maglie quadrate in cui viene divisa l'area urbana. Le maglie possono avere la lunghezza del lato variabile, in particolare, essa è più corta nella zona centrale e più lunga nella zona periferica (valori indicativi sono 300 m e 900 m rispettivamente per la zona centrale e per la periferia).
n calcolo della concentrazione in un singolo ricettore è eseguito, essenzialmente, secondo un modello gaussiano, tenendo conto soltanto delle sorgenti comprese in "settori circolari" con asse lungo la direzione del vento e centro sul punto ricettore secondo la tecnica di Clarke-Gifford (Feemans - Air Quality Group, 1976). Secondo questa tecnica il contributo delle emissioni più vicine al punto ricettore risulta più rilevante rispetto a quelle più lontane per la determinazione della concentrazione in quel punto.
I volumi di traffico ed i fattori di emissione possono essere determinati attraverso un accurato esame dei risultati delle seguenti analisi: - della cartografia della rete stradale; - della classificazione delle tipologie delle strutture stradali; -dei dati di flusso di traffico misurati da una rete di rilevamento; - della composizione statistica del parco circolante; - delle emissioni specifiche in funzione delle modalità di guida e dello stato di manutenzione
rappresentativi.
I parametri meteorologici richiesti comprendono la velocità e la direzione del vento, la lunghezza di mescolamento e le classi di stabilità. Le determinazioni della velocità e direzione del vento e delle classi di stabilità possono essere fornite dall'elaborazione dei dati misurati da una rete urbana di stazioni micro-meteorologiche con strumentazione convenzionale. Per la determinazione dell'altezza dello strato di mescolamento è necessario disporre dei dati forniti da strumenti più sofisticati, quali ad esmpio il Rass o il Li dar.
n modello può essere calibrato sulle serie storiche di dati misurati da una rete di rilevamento urbana per il monossido di carbonio.
135
Analisi dei modelli
I risultati delle validazioni sperimentali eseguite a St. Louis, San J o se e a T orino indicano che i migliori coefficienti di correlazione tra le concentrazioni misurate e quelle calcolate si hanno per i punti di misura distanti dalle intersezioni stradali. Le limitate deifferenze tra i valori misurati e quelli calcolati fanno ritenere soddisfacente questo modello per il calcolo della concentrazione del monossido di carbonio in "canyon urbani". Le possibili cause di errore, all'interno del campo di applicabilità, possono derivare dalla precisione dei dati di input e, in particolare, dai fattori di emissione del parco circolante. Quest'ultimo è infatti in rapida trasformazione e inoltre gli autoveicoli di nuova immatricolazione devono rispettare le nuove regolamentazioni introdotte.
8.12 Modello HIWAY- 2
Hiway-2 (1980) è un modello su elaboratore che può essere usato per stimare le concentrazioni di inquinanti non reattivi provenienti dal traffico autostradale a distanze da decine a centinaia di metri sottovento all'autostrada in presenza di terreni semplici. E' un modello Gaussiano a stato costante che può essere applicato per determinare le concentrazioni degli inquinanti in prossimità dei ricettori sottovento per auotstrade " a raso" ed in "in trincea" in presenza di terreno non accidentato. La concentrazione degli inquinanti, rappresentativa di tempi medi orari, in prossimità di un ricettore sottovento, è calcolata mediante un'integrazione numerica sulla lunghezza di ogni carreggiata e come sommatoria dei contributi da parte di ogni carreggiata. Ad eccezione dei ricettori posti direttamente sull'autostrada o dentro la trincea, il modello è applicabile per qualsiasi direzione del vento, orientamento dell'autostrada e collocazione del ricettore e fu sviluppato per situazioni dove si presenta un flusso di vento orizzontale; non può, inoltre, considerare terreni complessi o grossi ostacoli al flusso come edifici o grossi alberi. Nel caso di autostrade "a raso", le emissioni sono considerate equivalenti ad una serie di sorgenti lineari finite. Ogni carreggiata è schematizzata come se fosse una sorgente lineare finita, diritta e continua con un tasso di emissione uniforme. Le concentrazioni di inquinanti sottovento provenienti da una sorgente lineare sono calcolate mediante un'integrazione numerica lungo la sorgente lineare di un semplice pennacchio Gaussiano in forma di sorgente puntuale. Il modello può considerare il caso più generale di altezze della sorgente e del ricettore diverse da zero e può includere gli effetti dell'altezza di m esco lamento (anche se la maggior parte delle applicazioni sono in caso di sorgenti e ricettori a livello del terreno e per ricettori vicini alla sorgente dove l'altezza di mescolamento non ha quasi effetto).
136
Analisi dei modelli
La potenza della sorgente lineare è generalmente funzione della quantità di traffico, della velocità media dei veicoli e della composizione del traffico (frazione di veicoli pesanti, di modelli recenti con dispositivi di controllo delle emissioni, ecc ... ).
I dati di input di HWAY-2 possono essere immessi in due modi: - in modo batch con schede di dati; -in modo interattivo. Il calcolo della concentrazione è eseguito mediante una integrazione numerica di un'equazione che rappresenta la sorgente puntuale del pennacchio Gaussiano su una lunghezza finita. Vengono definite le coordinate dei punti terminali di una sorgente lineare di lunghezza D (metri), che rappresentano una singola carreggiata che si estende dal punto A al punto B. Ciò vale per ogni carreggiata; i risultati vengono, in seguito, sommati e forniscono le concentrazioni totali sul segmento autostardale considerato.
Nel caso di un'autostrada "in trincea", le stime delle concentrazioni degli inquinanti sono calcolate considerando la sommità dello scavo come una sorgente areale di inquinanti. Qest'area viene approssimata usando dieci sorgenti lineari collocate alla sommità della sezione in trincea. La quantità di emissione totale dell'autostrada si calcola sommando le emissioni di ogni carreggiata e poi distribuendo la somma in modo uguale sopra ognuna delle dieci sorgenti lineari usate per simulare la sorgente areale alla sommità della sezione in trincea. La procedura di calcolo della concentrazione è simile al caso precedente. I ricettori non devono essere all'interno della trincea.
Dispersione e diluizione La dispersione vicino alla strada è dominata dalla turbolenza generata dal traffico in movimento e la stabilità amosferica dell'ambiente gioca un ruolo minore nella dispersione degli inquinanti nelle immediate vicinanze della strada. I parametri di dispersione O'y e O'z indicano l'ammontare che il pennacchio di inquinante ha disperso dopo aver lasciato la sua sorgente. Il parametro di dispersione verticale, O'z, è stato valutato dai dati raccolti durante l'esperimento della Generai Motors (GM) e della Long Island Expressway (LIE). I dati indicano che la dispersione sottovento dell'autostrada si trova tipicamente tra le classi di stabilità A e C. La dispersione in HW A Y -2 è funzione di tre regimi di stabilità. L'utente fornisce le classi di stabilità (A-F) ed il modello sceglie l'appropriata curva di dispersione.
Il parametro di dispersione verticale totale O'z è composto dalla dispersione dovuta alla turbolenza dell'ambiente più quella iniziale dovuta alla turbolenza generata dai veicoli.
137
Analisi dei modelli
Sufficientemente lontano sottovento, il processo di dispersione atmosferica domina la dispersione del pennacchio dalla strada. A 300 metri sottovento la dispersione dowta alla strada è calcolata sottraendo il quadrato del parametro di dispersione ambientale dal quadrato di quella totale. La dispersione iniziale dowta alla strada a 300 m è usata come dispersione iniziale e quella ambientale è determinata dalle curve PG.
Dispersione iniziale La turbolenza dell'aria prodotta dal movimento delle automobili si ravvisa in un rapido mescolamento degli inquinanti vicino all'autostrada. Questo mescolamento è schematizzato ipotizzando che si verifichi una diffusione iniziale del pennacchio inquinante sull'autostrada.
Per un'autostrada a raso, la dispersione orizzontale iniziale cry0, ha un valore arbitrario pari al doppio di quella iniziale verticale. Quando zo = 1,5 m >> y0 = 3,0 m, allora il valore dato a yo ha poco effetto sul calcolo della concentrazione degli inquinanti quando la direzione del vento ha una componente perpendicolare all'autostrada. L'uso di una y iniziale tiene conto di un ammontare ragionevole di diffusione trasversale causata dalla turbolenza generata dai veicoli quando la direzione del vento è parallela o quasi parallela all'autostrada.
Per le sezioni "in trincea" ci sono pochi dati. Questi indicano che tale configurazione tende ad aumentare la dispersione degli inquinanti originati dalla sezione in trincea. Questo effetto capita soprattutto quando le velocità del vento sono basse per cui il calore prodotto dalla combustione, il lungo tempo di viaggio dell'inquinante fino al ricettore e la turbolenza meccanica prodotta dalla sezione in trincea aiutano la dispersione. Perciò, la iniziale per velocità del vento minori di l rn/s vale: Y = 10 m e z = 5 m; mentre per velocità del vento maggiori di 3 m/s vale: Y = 3,0 m e z = 1,5 m e la sezione in trincea non aumenta la dispersione iniziale. Questi valori di sono assunti per ognuna delle l O carreggiate usate per rappresentare la sezione in trincea.
Resistenza aerodinamica HW A Y -2 ha incorporato un fattore di resistenza aerodinamica che tiene conto della diluizione iniziale di inquinante sulla strada e consente al modello di fare stime ragionevoli in condizioni di velocità del vento bassa. Questo fattore è funzione dell'angolo di orientamento tra vento e strada perchè la quota di accelerazione negli strati più bassi è più significativa in caso di orientamento del vento parallelo alla strada.
138
Analisi dei modelli
Nella versione considerata del modello non è incluso il modulo delle emissioni degli inquinanti.
8.13 I modelli CALINE e CALINE-4
CALINE-4, California Line Source Dispersion Model, aggiornamento di CALINE-2 e CALINE-3, è basato sull'equazione di diffusione Gaussiana ed utilizza il concetto di zona di mescolamento per caratterizzare la dispersione degli inquinanti sulla strada. Il proposito del modello è di valutare gli impatti sulla qualità dell'aria vicini alle strade. Infatti, data l'intensità della sorgente, la meteorologia e la geometria del sito, CALINE-4 può predire le concentrazioni di inquinante per ricettori posti entro 500 metri dalla strada. Oltre a predire le concentrazioni di inquinanti relativamente inerti come il CO, può anche prevedere le concentrazioni di N02 e di particolato sospeso. Il modello ha anche speciali opzioni per modellizzare la qualità dell'aria vicino alle intersezioni, strade a canyons e parcheggi.
Differentemente dai modelli precedenti, questa versione richiede, tra i dati di input, informazioni sul vento, senza, per questo, complicarne l'utilizzo. Infatti, non sono necessari approcci più complessi ai modelli di dispersione a causa dell'incertezza della stima dei fattori di emissione e dei volumi di traffico per gli anni futuri. CALINE-4, inoltre, è molto flessibile rispetto ai modelli precedenti e non è oneroso come dati di input.
Breve storia dei modelli CALINE In seguito al National Environmental Policy Act del 1969, Caltrans pubblicò il suo primo modello di dispersione, con sorgente lineare per inquinanti gassosi inerti, nel 1972. La verifica del modello fu inconcludente.
Nel1975, il modello originale fu sostituito da un modello di seconda generazione, CALINE-2. Quest'ultimo era in grado di calcolare le concentrazioni per sezioni in trincea e per condizioni di vento parallelo alla strada.
I due modelli furono messi a confronto utilizzando i dati di Los Angeles del 1973 e CALINE-2 si rivelò superiore.
In seguito, quest'ultimo fu in grado di fornire previsioni per condizioni di vento stabile e parallelo, perciò fu intrapresa da Caltrans una verifica completa del modello usando il database Caltrans di Los Angeles 1974-75, il database degli esperimenti sui solfati del 1975 della Generai Motors ed il database dell974-75 dello Stanford Research Institute.
139
Analisi dei modelli
Il confronto dei risultati previsti con quelli misurati mostrò che le concentrazioni previste vicino alla strada erano da due a cinque volte più grandi dei valori misurati per condizioni di vento stabile e parallelo.
Uno studio di Noll concluse che CALINE-2 dava predizioni sovrastimate, per vento parallelo, in media del66% per tutte le condizioni di equilibrio. Poichè la sovrastima delle previsioni di CALINE-2 per vento stabile e parallelo era particolarmente significativa, questa configurazione fu selezionata come condizione peggiore per prevedere gli impatti delle strade sulla qualità dell'aria in una regione a microscala. L'incapacità di specificare la lunghezza della sorgente lineare e la scabrosità della superficie limitavano il numero di situazioni in cui il modello poteva essere propriamente applicato. Inoltre, per predire gli impatti da sorgenti multiple, era richiesta una serie di lanci del programma (runs) variando le distanze dei ricettori e la procedura risultava piuttosto lenta. Nel 1978 Caltrans, per ovviare a questi problemi, iniziò un progetto di ricerca finanziato da fondi federali, intitolato "Distribuzione degli inquinanti nel corridoio di una freeway". Nel 1979 fu pubblicato un rapporto intermedio che conteneva una nuova versione del modello, CALINE-3. Quest'ultimo manteneva la metodologia di base della dispersione gaussiana, ma usava nuove curve di dispersione verticale ed orizzontale, modificate per effetto della scabrosità della superficie, del tempo medio e della turbolenza indotta dal veicolo. Venne anche sostituita la formulazione della sorgente puntuale virtuale usata in CALINE-2 con quella della sorgente lineare finita equivalente ed aggiunta la possibilità del collegamento multiplo (multiple link).
Un secondo rapporto pubblicato nel 1980 diede un resoconto dettagliato del background e dello sviluppo di CALINE-3 oltre ad un riassunto della letteratura sull'applicazione del metodo gaussiano alla modellizzazione delle sorgenti lineari. Questo documento è il report finale del progetto di ricerca iniziato nel 1978 e contiene il background e la documentazione per l'utente del modello CALINE-4.
CALINE-4 è stato pensato come una versione aggiornata ed allargata di CALINE-3. Nonostante i modelli utilizzino metodi diversi per sviluppare le curve di dispersione verticali e orizzontali, i risultati finali differiscono poco dagli standard modellizzati di qualità d eli' aria. Le differenze tecniche tra i due modelli, per la gran parte, rappresentano una buona sintonia con il metodo gaussiano e con quello della zona di mescolamento. Le reali differenze tra i due modelli sono nelle aree di flessibilità migliorata degli input e output e nella capacità di espansione.
140
Analisi dei modelli
Le definizioni tecniche contenute in CALINE-4 descrivono meglio il processo di dispersione vicino alle strade. Inoltre la maggiore flessibilità e capacità di estensione del nuovo modello lo rendono adattabile a molte applicazioni modellistiche non appropriate per CALINE-3. Per questo motivo, quest'ultimo deve essere sostituito da CALINE-4 come modello ufficiale di qualità dell'aria con sorgente lineare, usato da Caltrans CALINE-4 Geometria della strada CALINE-4 consente di avere 20 link e 20 ricettori in un piano x-y. Un link è un segmento di strada di larghezza costante, con un'altezza, un volume di traffico ed un fattore di emissione veicolari costanti. La posizione dellink è data dalle coordinate dei punti terminali della. linea di centro, quella del ricettore dalle sue coordinate spaziali x,y,z.
CALINE-4 può essere usato per modellizzare sorgenti e ricettori, allineamenti curvi o segmenti di strada con diversi fattori di emissione. TI programma somma automaticamente i contributi di ogni link ad ogni ricettore. Dopo che questo processo è stato effettuato per ogni ricettore, viene aggiunto dall'utente un valore ambientale o di fondo assegnato. La rugosità della superficie viene considerata uniforme nell'area di studio come anche sono considerate costanti le variabili meteorologiche di stabilità atmosferica, la velocità e la direzione del vento. Nel corso dell'assegnazione delle lunghezze ai link, bisogna tenere conto di tale assunzione di omogeneità orizzontale. Per ogni link, viene richiesto un input per la larghezza della strada (W) e per l'altezza (H). La larghezza (W) è definita come la larghezza della strada su cui viaggiano i veicoli (solo le corsie) più tre metri per parte. Tale distanza consente di tenere in conto la dispersione del pennacchio orizzontale indotto dalla scia dietro un veicolo in movimento. L'altezza (H) è definita come la distanza verticale sopra o sotto il livello del terreno. Il modello non dovrebbe essere usato per link con valori di H > l O m o H < l O m.
Le sezioni sopraelevate possono essere di tipo rilevato o tipo ponte. Per un ponte, l'aria fluirà sopra o sotto la sorgente in maniera relativamente indisturbata. Questa assunzione di flusso uniforme rispetto ali' altezza della strada sopra il terreno circostante.
Per sezioni piene, il modello pone H = O. Ciò significa che le linee di flusso d eli' aria seguono il terreno in modo indisturbato.
141
Analisi dei modelli
Per sezioni in trincea, il modello è stato eseguito in seguito ai risultati di uno studio condotto nel 1973/74 da Caltrans lungo una sezione della Santa Monica Freeway a Los Angeles. Per tali sezioni furono rilevati valori maggiori per la dispersione verticale iniziale rispetto alle sezioni a raso e sopraelevate, in concomitanza con più alte concentrazioni nella zona di mescolamento.
Si concluse che gli effetti del canale e dei vortici diminuivano la quota di inquinante trasportato fuori dalla zona di mescolamento nella sezione in trincea. Ciò aumentava il tempo di residenza incrementando così la concentrazione nella zona di mescolamento.
Le concentrazioni più basse sottovento furono attribuite al miscelamento verticale più esteso all'interno della zona di mescolamento a causa del maggiore tempo di residenza. Se la sezione di trincea è più profonda di 1,5 metri, CALINE-4 aumenta il tempo di residenza nella zona di mescolamento secondo un fattore empirico ottenuto dai dati di Los Angeles (DSTR = O, 72 * ABS (H)0
'83
).
Ciò porta ad un valore maggiore di SGZ l ( parametro di dispersione verticale iniziale) alla estremità della strada.
Effetti Topografici La formulazione Gaussiana usata in CALINE-4 è basata su due assunzioni restrittive: l) flusso di vento omogeneo orizzontale 2) condizioni metereologiche stabili. L'uso di CALINE-4 in terreni complessi deve essere fatto con estrema cura.
Un algoritmo suggerito da Tumer è stato incorporato nel modello per trattare situazioni in presenza di promontori ripidi e canyon. La strada e la direzione del vento sono considerati paralleli al confine topografico orizzontale. In situazioni topografiche complesse, dove le opzioni per il canyon non sono applicabili, l'uso del modello è ristretto a piccole aree in cui si può ipotizzare un flusso di vento omogeneo orizzontalmente. Perciò il modello potrebbe essere appropriato per un'analisi di un'intersezione (hot-spot) in terreno complesso perchè la quantità di emissioni sono confinate ad una piccola area.
Opzione per lo studio delle intersezioni CALINE-4 tratta diversi tipi di link che rappresentano diverse sezioni stradali (a raso, m trincea, in rilevato, ponti e parcheggi). Per ciascuna di queste viene assunto costante il fattore di emissione assegnato sulla lunghezza del link. Il veicolo in transito viene rappresentato da
142
Analisi dei modelli
una velocità media. Nelle intersezioni controllate le operazioni del veicolo sono modali e non è più valida l'assunzione delle emissioni uniformi. I modi operativi di decelerazione, fermo, accelerazione e crociera hanno un effetto significativo sulla quantità di emissioni. I parametri di traffico come la lunghezza della coda ed il ritardo medio del veicolo definiscono
la posizione e la durata di queste emissioni. Poichè i fattori di emissioni derivati dalla velocità media su una strada non servono per le intersezioni è stato aggiunto un modulo apposito a CALINE-4.
Anche altri modelli trattano le intersezioni, un TEXIN che è un adattamento di CALINE-3 e MICRO sviluppato dal modello APRAC-2 dello Stanford Research Institute. CALINE-4 non include una componente di modellizzazione del traffico. Il modulo per le intersezioni prevede per il link di intersezione una zona di accelerazione ed una di decelerazione create dalla presenza dell' intersezione. Ogni link può trattare solo una direzione del flusso di traffico, perciò sono richiesti 4 links per modellizzare un'intersezione piena. Si ipotizza che il traffico fluisca dal punto finale l del link al punto finale 2. La distanza dalla linea di stop è sempre riferita al punto finale l. Vengono assegnati i volumi di traffico in ingresso ed in uscita per tener conto delle differenze di volume potenziale sui due lati della linea di stop. La larghezza della zona di m esco lamento è definita come quella delle corsie di transito più 3 metri su ogni lato. A causa della necessità di risolvere la distribuzione spaziale delle emissioni presso e vicino alle intersezioni, il fattore dell'elemento di crescita è mantenuto all'unità. Il punto di origine per gli elementi quadrati risultanti è alla linea di stop per tutte le applicazioni allink di intersezione. I modi operativi di decelerazione, fermo, accelerazione e crociera sono rappresentati da profili di emissione modali cumulativi e sono costruiti per ogni link di intersezione. Tali profili sono determinati usando le seguenti variabili: - SPD =velocità di crociera (mph) - ACCT = tempo di accelerazione ( sec) - DCLT = tempo di decelerazione ( sec) - IDTI = max tempo fermo (sec) - IDT2 = min. tempo fermo ( sec) - NCYC = n° veicoli entranti nell'intersezione per ciclo per corsia - NDLA = n° veicoli in ritardo per ciclo e per corsia. NCYC e NDLA rappresentano il movimento dominante nellink e NDLA > NCYC se alcuni o tuti i veicoli richiedono più di un ciclo per liberare l'intersezione.
143
Analisi dei modelli
Il modello ipotizza che le quantità di veicoli in arrivo ed in partenza siano uniformi e costanti e che la fermata per tutti i veicoli avvenga in ritardo. Le quantità e le lunghezze di accelerazione e decelerazione sono determinate usando i valori di imput per la velocità di crociera (SPD), il tempo di accelerazione (ACCT) e di decelerazione (DCLT). Assumendo uno spazio del veicolo a riposo pari a 7 m, viene anche determinata la lunghezza della coda (LQD). La distanza della linea di stop (STPL) deve essere maggiore od uguale alla somma della lunghezza della coda (LQD) e della decelerazione (LDCL). IDTI rappresenta il ritardo alla stop del primo veicolo in coda e IDT2 dell'ultimo. IDT2 è usato per modellizzare un arrivo sotto forma di plotone mentre dovrebbe valere zero per le applicazioni "non a plotone". Il profilo di emissione cumulativo per un dato modo è sviluppato determinando il tempo, per quel modo, per ciclo e per ogni veicolo come una funzione della distanza dal punto finale l del link (ZD ), moltiplicando il tempo per la rispettiva quantità modale di emissione e sommando i risultati per il numero dei veicoli. Le equazioni elementari di movimento sono usate per correlare il tempo a ZD per ogni modo. Lo spazio del veicolo è usato per specificare la distribuzione posizionate dei veicoli in coda. Le emissioni cumulative totali per ciclo per corsia ad una distanza ZD da (XL~, YLt) sono denotate da ECUMk (ZD) dove il pedice indica il modo (l= accel., 2 = decel., 3 =crociera, 4 =fermo). Le emissioni modali cumulative da un veicolo sono direttamente proporzionali al tempo che il veicolo ha passato nel "modo". Per ottenere la quantità di emissione lineare media su un elemento (Qt), CALINE-4 calcola le emissioni cumulative totali per i 4 modi ad ogni fine dell'elemento (ZDt e ZD2). I movimenti di svolta invece non vengono trattati.
OpzioneN02 Sono stati sviluppati un certo numero di metodi per facilitare l'uso della formulazione del pennacchio Gaussiano con la chimica del pennacchio reattivo semplice. Per il calcolo dell'N02, questi metodi includono il decadimento esponenziale ed i metodi dello stato limite dell'ozono e fotostazionarietà. Una debolezza di questi metodi è la loro assunzione che i reagenti si mescolino istantaneamente come si disperdono e che le concentrazioni risultanti mediate nel tempo determinino le quantità di reazione. Solitamente tale ipotesi porta a sovrastimare la produzione di N02 poichè i reagenti, NO e 03 ambientale, non sono mischiati istantaneamente a causa dei processi dispersivi relativamente a larga scala dell'atmosfera.
144
Analisi dei modelli
In CALINE-4 è usato uno schema computazionale diverso chiamato "Discrete Parcel Method" per calcolare le concentrazioni di N02 che segue le seguenti ipotesi: l) le emissioni ed i reagenti ambientali sono pienamente miscelati nella zona di mescolamento
ad un'altezza di 3, 5 m; 2) le emissioni iniziali dal tubo di scappamento sono, quantitativamente 92,5% di NO e 7,5%
di N02; 3) i gruppi di reagenti mescolati mantegono la loro identità relativa alle scale molecolari per
una distanza di Utm, dove 'ttm = tempo-scala per diffusione molecolare. Il metodo fissa le concentrazioni iniziali dei reagenti nella zona di mescolamento sulla base dei contributi ambientali e dei veicoli. Si ipotizza che le reazioni in ogni "pacco" procedano indipendentemente dal processo di dispersione. Le concentrazioni dell'elemento discreto N02 sono calcolate da CALINE-4 per ogni combinazione elemento-ricettore a causa del tempo di viaggio variabile. Queste concentrazioni non sono le stesse di N02 mediate nel tempo. Per arrivare ai valori mediati nel tempo deve essere preso in considerazione il processo di dispersione. Perciò la concentrazione della sorgente (link) Q1 è modificata per ottenere una concentrazione iniziale di N02 nella zona di mescolamento uguale a quella dell'elemento discreto dopo il tempo t (N02)t per ogni combinazione elemento-ricettore. Il modello procede poi a calcolare la concentrazione mediata nel tempo, come per esempio le specie non reattive come il CO. Le concentrazioni sono calcolate in massa per unità di volume e poi convertite nell'equivalente volumetrico per gli inquinanti gassosi, moltiplicando la concentrazione, in J.1g/m3
, per FPPM che tiene conto degli effetti sia della temperatura che della pressione sulla concentrazione volumetrica.
Stima delle emissioni mobili per CALINE-4 CALINE-4 ha bisogno, per ogni link, di un fattore di emissione composito del veicolo espresso in glmiglio/veicolo; tale fattore è basato sulla distribuzione pesata per veicolo, per tipo, età e modo operativo. L'EPA ha sviluppato una serie di programmi (serie MOBILE) per stimare i fattori di emissione mobili compositi, dati la velocità media, la percentuale di partenze a motore freddo ed a motore caldo, la temperatura ambiente, il mix dei veicoli e l'anno di previsione. Anche lo Stato della California ha messo a punto una serie di modelli, gli EMF AC. Poichè il risultato finale di CALINE-4 è direttamente proporzionale ai fattori di emissione che sono l'input del programma, è fondamentale, per avere un'analisi accurata dell'impatto sulla qualità d eli' aria a microscala, usare fattori di emissione compositi corretti. Poichè concorrono a formarli le variabili come la velocità media, le percentuali di partenza a freddo ed a caldo e la temperatura ambiente, queste devono essere stimate con cura.
145
Analisi dei modelli
Verifica dei risultati Fu fatto un confronto diretto tra CALINE-3 e CALINE-4 usando il metodo FOM ed i dati provenienti da tre freeway. I risultati erano basati su concentrazioni misurate e previste solo in siti sottovento. I risultati indicano un migliore comportamento di CALINE-4 rispetto a CALINE-3 per gli studi sui traccianti della Generai Motors e della Caltrans. Mentre CALINE-4 rivela leggeri miglioramenti nella correlazione temporale e negli errori residui, non si comporta altrettanto bene nella previsione del 5% delle concentrazioni più elevate tra quelle misurate. Inoltre, per gli studi sui traccianti, la previsione delle concentrazioni più alte misurate è l'area in cui CALINE-4 mostra il miglioramento più consistente rispetto a CALINE-3. Una spiegazione possibile sulla discrepanza nel comportamento del modello sulle alte concentrazioni misurate può essere fornita dal metodo usato per determinare i fattori di emissione. Per entrambi gli studi sui traccianti, i fattori di emissione sono determinati da misure dirette di quote di flusso di SF 6 ( esafluoruro di zolfo ) subito prima e dopo ogni test. I fattori di emissione per lo studio dell 'lllinois EP A sono calcolati con il modello MOBll..E l. Questo metodo è soggetto ad imprecisioni nei valori di input assunti ( come percentuale di veicoli con partenza a freddo). Perciò, i valori più alti di F1 ottenuti per CALINE-3, usando il dato base dell'lllinois EP A, erano il risultato di "deviazioni" attribuibili ai calcoli del fattore di ermsstone. L'analisi mostra che CALINE-4 sovrastima le alte concentrazioni ad un grado leggermente più alto di CALINE-3.
lntersezioni La determinazione di fattori di emissione accurati e dei parametri di traffico per le due intersezioni posero seri problemi nell'analisi di verifica. Le distribuzioni dei veicoli con partenza a freddo e dei tipi di veicoli tendono a variare di più di ora in ora sulle strade che sulle autostrade. Perciò, i fattori di emissione sono più difficili da stimare. Inoltre non erano documentati in nessuno degli studi i ratei di accelerazione, il ritardo del veicolo, i movimenti di svolta ed altri parametri di traffico necessari che dovevano essere stimati in base ad indagini e conteggi. Furono assunti i valori medi nazionali per la percentuale di partenze a freddo e a caldo e per il mix di veicoli. La performance globale del modello per le intersezioni si accoppia bene con quella per i siti autostradali. La correlazione temporale tra concentrazioni previste e misurate è migliore mentre la correlazione spaziale è peggiore.
146
Analisi dei modelli
La migliorata correlazione temporale è spiegata dalle più alte velocità del vento rilevate d~rante i periodi di campionamento nell'intersezione e dall'eliminazione dei venti paralleli come condizione critica dovuta alla natura localizzata delle emissioni nell'intersezione. La correlazione spaziale è leggermente deteriorata a causa della distanza ricettore-sorgente meno ben definita nei siti di intersezione.
N02 L'analisi di verifica per l'opzione N02 di CALINE-4 fu compiuta usando il data base dello studio d eli 'EP A "N02/03 Sampler Siting". I fattori di emissione per N02 furono determinati usando il modello californiano EMF AC6 ed ipotizzando il21% di partenze a freddo sulla freeway ed il45% su Sepulveda Boulevard. La performance dell'opzione del modello è buona, ma è dovuta alla natura del sito e non all'uso dell'opzione N02, perchè, infatti, si sono verificate delle condizioni alle quali il modello risponde al meglio. Perciò, l'opzione N02 di CALINE-4 si comporta bene, per lo meno in condizioni di vento trasversale. Non si raccomanda l'uso di questa opzione, invece, per applicazioni con vento quasi-parallelo a meno che siano disponibili risultati misurati per verificare o calibrare il modello.
8.14 Modello CAL3QHC
CAL3QHC è una combinazione del modello CALINE-3 (1979) della Federai Highway Administration e di un metodo realizzato per l'Highway Capacity Manual ( 1985) per la valutazione della lunghezza delle file d'attesa alle intersezioni.
D modello è stato messo a punto congiuntamente per l'Agenzia americana di Protezione dell'Ambiente (EP A) ed il bureau di studi Parsons Brinckerhaff CAL3QHC è un modello di dispersione di una sorgente lineare e suppone che la dispersione degli inquinanti segua una legge gaussiana. Precisamente considera che le emissioni siano equivalenti a quelle di un insieme di sorgenti puntuali situate su una stessa retta. Ogni strada è assimilata ad una sorgente continua su un tronco stradale, con un tasso di emissione uniforme. Le concentrazioni di inquinanti nell'atmosfera risultano dalla sovrapposizione degli effetti di ciascuna di queste sorgenti puntuali: il loro calcolo deriva da un'integrazione nello spazio di queste emissioni puntuali.
147
Analisi dei modelli
CAL3QHC si può integrare con il modello di traffico TRANPLAN e con il modello MOBILE4 che forniscono i dati di input rispettivamente circa la rete ed il traffico e le emissioni dei veicoli mediante due programmi di interfaccia VS-SORT e EM-SORT (fig. 2).
Il programma VS-SORT legge gli outputs di TRANPLAN e sceglie i dati di portata e velocità, tronco per tronco e li immette in CAL3QHC.
Il programma EM-SORT invece legge i dati di velocità dei veicoli per ogni tronco stradale da CAL3QHC ed ottiene i dati di emissione dei veicoli da MOBILE4.
Di quest'ultimo si è già parlato in precedenza mentre diamo ora qualche cenno circa il modello di traffico.
TRANPLAN è un modello che valuta i volumi di circolazione media nella settimana, i volumi dell'ora di punta e la circolazione oraria media delle 8 ore più cariche della giornata.
Il modello consente di tracciare la rete di circolazione alla scala desiderata con le indicazioni delle portat~ e velocità per ogni tronco stradale potendo così visualizzare i punti sensibili in tema di qualità dell'aria. Dopo aver definito le zone a forte congestione, e perciò molto inquinate, si sovrappone il disegno di TRANPLAN alla mappa di occupazione dei suoli per identificare le zone sensibili (chiese, scuole, ospedali, residenze e installazioni per la collettività). Le coordinate ed i dati di traffico disponibili su ogni tronco stradale possono essere utilizzati direttamente come dati di input del modello CAL3QHC.
Per la rappresentazione grafica può essere utilizzato il programma CALGRAP, messo a punto come sottomodulo del modello CAL3QHC.
CALGRAP usa i dati di input di CAL3QHC per tracciare la geometria della rete ed i punti di analisi dell'aria.
Questa metodologia integrata consente la valutazione, in qualsiasi ora, dell'effetto sulla qualità dell'aria dello scenario di trasporto.
Il vincolo da rispettare per il funzionamento dei modelli di traffico e di dispersione è la precisione della rete stradale. Il livello di dettaglio voluto deve essere deciso all'inizio dello studio in caso di applicazione a qualsiasi tipo di progetto.
148
Analisi dei modelli
8.15 Modello Matzoros-Van Vliet
n modello prevede le emissioni e le concentrazioni di inquinanti provenienti da una rete stradale urbana ed include diversi elementi propri del traffico e dei veicoli : l) la formazione e la disposizione di code; 2) le diverse caratteristiche delle code a seconda del tipo di incrocio: segnali, precedenza e
rotonde; 3) quattro modi operativi del veicolo: crociera, decelerazione, coda ed accelerazione (C, D, Q,
A) con quantità di emissioni disaggregate per modo operativo~ 4) modello di dispersione gaussiano che tratta gli effetti dei movimenti dei veicoli sulla
dispersione dei loro gas esausti.
Descrizione generale n modello è basato su diverse ipotesi: l) le emissioni durante l'accelerazione e la decelerazione sono generalmente maggiori di quelle
che si verificano ad una velocità di crociera costante e perciò il flusso di traffico interrotto è più inquinante di quello ininterrotto;
2) le emissioni sono maggiori vicino agli incroci e raggiungono il massimo nell'area di coda di ogni arco (link);
3) le emissioni di inquinanti presentano un'alta variabilità spaziale, con picchi vicino agli incroci e diminuzioni nelle posizioni a metà blocco (mid-block);
4) il modello di dispersione gaussiano può essere applicato (con le dovute cautele) agli inquinanti inerti (CO);
5) il movimento dei veicoli ha influenza sulla dispersione dei loro gas esausti, creando una rapida dispersione iniziale;
6) i canyon stradali limitano ed alterano la normale dispersione dei gas.
Il modello computa le differenti quantità di emissioni dei veicoli che operano in 4 diversi modi: crociera (C), decelerazione (D), coda (Q) ed accelerazione (A) ed usa una serie di modelli "di coda" e "di emissione" per predire la distribuzione reale delle emissioni su ogni arco (link) e poi sull'intera rete stradale. Vengono distinti tre tipi di incrocio: con segnali, con segnale di precedenza e rotonda. L'algoritmo di dispersione è gaussiano e, per tenere conto degli effetti dei veicoli tn movimento, include la dispersione sopravento, formule messe a punto per le deviazioni standard trasversali e verticali e una modifica della velocità del vento. Questi modelli sono affiancati da un modello di traffico, SATURN, che fornisce i dati di traffico e la geometria della rete.
149
Analisi dei modelli
Il modello completo lavora come un'unità che prevede le concentrazioni degli inquinanti provenienti da una rete stradale in ogni punto ricettore. La lunghezza della coda all'incrocio è un problema chiave; quest'ultima determina il modo operativo (C, D, Q, A) di un veicolo in ogni punto lungo la strada, e perciò la massa di inquinante emessa, usando le quantità di emissioni disaggregate per modo operativo. Specificando le quote di accelerazione e decelerazione (A, D) medie ed ipotizzando che tutti i guidatori le osservino, possono essere calcolate le distanze medie per fermarsi ed accelerare. La strada è divisa in molti segmenti e le emissioni sono calcolate nel mezzo di ogni segmento. Questo è poi considerato come sorgente puntuale, la cui quota di emissione dipende dalla sua lunghezza. Prima di fornire tali punti di emissione e la loro quantità al modello di dispersione, ad essi vengono fornite le coordinate basate sull'assunto che le strade sono linee diritte. La procedura del modello parte fornendo la rete ed i dettagli della matrice degli spostamenti al modello del traffico che, a sua volta, produce i dati di traffico di input richiesti dal modello dell'inquinamento. Questi dati includono i flussi di traffico, la velocità, le posizioni dei segnali, le capacità della strada ed il tipo di incrocio e sono forniti, insieme alle quote di input di accelerazione e decelerazione, al modello della coda. Quest'ultimo fornisce le informazioni sulla lunghezza della coda per ogni 1ink della rete che, con le quote di emissione disaggregate per i quattro modi operativi, costituisce l'input per il modello di emissione. Il modello di dispersione fornisce la distribuzione delle emissioni su ogni link e legge queste ultime insieme ai dati meteorologici, alla velocità ed alla direzione del vento ed alla geometria della rete e dei ricettori e fornisce le concentrazioni di inquinante in forma numerica o grafica. Le concentrazioni possono essere calcolate in ogni punto ricettore o rappresentate graficamente come linee di uguale inquinamento sull'intera rete. Le distribuzioni delle emissioni possono anche essere rappresentate graficamente su singoli link o sull'intera rete. Gli inquinanti modellizzati sono CO, HC, NOx e piombo. Poichè il modello di dispersione è gaussiano, esso non può modellizzare le concentrazioni fotochimiche di NOx a lungo termine. n programma è scritto in FORTRAN 77 ed i programmi di grafica usano la libreria grafica GHOST-80. n modello, anche se già operativo, è ancora nel suo stadio iniziale.
Modello delle code di emissione Sono stati sviluppati modelli separati di code ed ennsstone per incroci segnalati, con precedenza e con rotonde.
150
Analisi dei modelli
Il modello "delle code" usato per gli incroci segnalati è basato sulla teoria del flusso dell'" onda d'urto". Questa teoria stabilisce che ogni disturbo nella densità e nel flusso di traffico può essere pensato come se fosse trasmesso nello spazio sotto forma di un'onda d'urto. Sui modelli di emissione sono state fatte diverse semplificazioni nei modelli descritt~ per poter affrontare il problema in modo agevole. I dati di input sono stati derivati da esperimenti condotti in Gran Bretagna e possono essere migliorati.
Modello di dispersione Il modello di dispersione è la parte finale del modello di inquinamento; questo legge il numero e le coordinate delle sorgenti puntuali e produce le concentrazioni di inquinante sommando, per un set di ricettori, i contributi da ogni punto di emissione individuale. Le coordinate dei ricettori con quelle della sorgente sono usate per determinare le distanze tra le sorgenti ed i ricettori. I dati di input meteorologici sono la velocità e la direzione del vento. n modello scelto usa la teoria di dispersione gaussiana modificata dal TRRL (U .K. Transport an d Road Research Laboratory ). I gas esausti, molto caldi, salgono prima di essere dispersi e prima che l'onda turbolenta dei veicoli promuova la loro ulteriore salita e perciò si possono ignorare le differenze di altezza e trattare il problema come bidimensionale. Perciò, ignorando la z, si ha:
C(x,y)= E J~(*)] 7r(Yy(J'zU
La teoria gaussiana ipotizza lo stato stabile e condizioni meteorologiche omogenee. Anche se queste ipotesi in genere non sono realistiche, l'evidenza sperimentale sostiene un profilo di concentrazione vicino a quello gaussiano (normale) nel pennacchio di gas nelle direzioni trasversali al vento e, in misura minore, verticale. Comunque, il movimento dei veicoli introduce variazioni nei modelli di dispersione del gas, non tenute in considerazione dalla normale teoria gaussiana, e perciò sono introdotte delle modifiche alla formula di dispersione: a) dispersione sopravento b) velocità del vento modificata c) ricalcolo di cry e O"z.
La teoria standard gaussiana ipotizza che un ricettore sopravento rispetto alla sorgente di emissione non riceva alcun inquinamento. Questo non è valido nel caso di inquinamento da traffico perchè la turbolenza indotta dal veicolo costringe i gas esausti a disperdersi anche sopravento. Per tenere conto di questo e assicurare che i ricettori sopravento ricevano minor inquinamento rispetto a quelli sottovento, la distanza sopravento è aumentata in maniera empirica e si ipotizza che il ricettore sia collocato sottovento, in modo tale che:
151
Analisi dei modelli
x*= l 3d 1'5
' dove: x* =distanza effettiva sottovento in metri
d = distanza attuale sopravento
Viene così modificata anche la velocità del vento. I movimenti dei veicoli producono
movimenti dell'aria nelle immediate adiacenze che, per distanze relativamente brevi dalla strada,
annullano le condizioni meteorologiche prevalenti. Perciò nel caso di basse velocità del vento, il modello gaussiano tende a sovrastimare il fatto che la turbolenza indotta dal traffico aumenti l'effetto del vento ed aumenti la dispersione.
All'aumentare della velocità del vento l'effetto è meno importante dal momento che, a più alte velocità di quest'ultimo, la dispersione è più efficiente. Per tener conto di questo è stata suggerita una funzione empirica della velocità del vento:
u* = u/(0,59 +O, 11 u) dove : u * = velocità del vento modificata
E' raccomandato un limite più basso della velocità del vento, di l m/s, poichè i risultati tendono ad essere inesatti quando u tende a zero. Le deviazioni standard della formula gaussiana sono state anche ricalcolate dal TRRL, basate sui dati ottenuti dagli esperimenti vicino alle strade trafficate. Queste formule, definite empiricamente, sono valide solo nelle zone influenzate dal traffico della strada in esame e se è considerato un range di dispersione più lungo si verificheranno delle imprecisioni: az= 1.85 {l + exp [0,39 (lnxi- 4,76 (lnx)2 + 20,95 (lnx) =- 32,67]} ay = 12,5 as dove: x = distanza sottovento dalla sorgente in metri. Infine, si possono calcolare le concentrazioni di ogni inquinante dopo aver tenuto conto delle loro concentrazioni ambientali.
Nonostante questo sia un modello gaussiano confezionato per la dispersione degli inquinanti dei trasporti, vengono fatte ancora alcune ipotesi semplificative per ridurre la complessità del risultato:
l) non viene trattata la dispersione dei gas in strade confinate quali i canyon; 2) gli inquinanti sono ipotizzati inerti;
3) il modello è bidimensionale e sono ignorate le altezze; 4) non si tiene conto delle classi di stabilità atmosferica.
Conclusioni
Un risultato importante è la dipendenza delle emissioni inquinanti dei trasporti dai modi operativi del motore.
152
Analisi dei modelli
I modi transitori del motore (decelerazione, coda ed accelerazione) sono generalmente più inquinanti della velocità costante di crociera e questo, combinato con il fatto che si verificano principalmente vicino agli incroci, introduce una variabilità spaziale nelle emissioni di traffico lungo le strade urbane e produce picchi di inquinamento agli incroci. Per rappresentare la distribuzione dei modi operativi del veicolo in una rete urbana sono stati sviluppati modelli di coda per gli incroci segnalati, per quelli con precedenza e per le rotonde. Questi modelli prevedono, in ogni punto della rete, la percentuale del periodo di tempo in cui i veicoli decelerano, sono in coda, accelerano o sono a velocità di crociera, basata sul flusso e sulla capacità della strada e sulle quote di velocità, accelerazione e decelerazione dei veicoli. Questa informazione è usata dai modelli di emissione sviluppati che, prendendo in considerazione le differenti quote di emissione dei modi operativi, stimano le quote di emissioni di inquinanti in ogni punto lungo la strada. In tal modo, è modellizzata la distribuzione spaziale delle. emissioni per ogni link della rete. Un risultato importante sul fronte della dispersione è l'effetto dei movimenti dei veicoli sui modelli di diffusione dei loro gas esausti. La teoria di dispersione gaussiana è stata usata in maniera estensiva nei modelli di inquinamento dei trasporti, ma le sue ipotesi restrittive di stato di stabilità sono violate, vicino alle strade, dall'onda turbolenta dei veicoli di movimento. E' stato proposto un algoritmo gaussiano modificato da Hickman e Colwill, che introduce la dispersione sopravento, considera la sovrapposizione della velocità del vento e dell'onda turbolenta del veicolo ed usa le deviazioni standard ricalcolate nell direzioni trasversali al vento e verticali. I dati meteorologici di input richiesti sono la velocità e la direzione del vento. I modelli di coda, emissione e dispersione sono collegati tra loro con il modello SATURN di assegnazione e simulazione del traffico e tutti lavorano come un modello composto che prende i dati di traffico, emissione e dati meteorologici e produce le concentrazioni di inquinamento provenienti dalla rete stradale in ogni punto ricettore. L'output del modello consiste nelle emissioni di CO, HC, NOx e Pb e nelle concentrazioni calcolate in ogni punto.
Possono essere ottenute le rappresentazioni grafiche delle distribuzioni delle emissioni lungo strade individuali e sulla rete completa come anche mappe con contorni di iso-concentrazione delle concentrazioni su aree specifiche.
8.16 Modello HOTMAC - RAPTAD
Si riporta, per concludere, un modello di dispersione messo a punto recentemente che costituisce un ulteriore affinamento dei metodi di calcolo della dispersione degli inquinanti nell'atmosfera.
153
Analisi dei modelli
Infatti molti modelli di trasporto atmosferico e di diffusione, usati all'interno dei sistemi di risposta ai casi di emergenza, hanno limiti fisici e sono costretti a basarsi sull'assunzione che le condizioni di vento e di turbolenza al tempo dello scarico saranno rappresentative nel periodo in cui deve essere prevista la dispersione. Tale assunto può essere appropriato per i primi chilometri di uno scarico, ma in caso di cospicue emissioni casuali in condizioni stabili, il pennacchio può viaggiare per molte ore prima di essere diluito a livelli di sicurezza; per cui l'assunto della durata nel tempo delle condizioni di vento e di turbolenza può essere improprio, soprattutto in caso di trasporto su terreno complesso. Per tale motivo è stato sviluppato il sistema di modellizzazione del trasporto e della diffusione degli inquinanti che ha due maggiori componenti:
- il modello meteorologico HOTMAC (Higher Order Turbulence Model for Atmospheric Circulation) che usa un codice di pronostico del vento e della turbolenza e che può prevedere, in terreno complesso, i cambiamenti nelle condizioni di vento, di temperatura e di turbolenza;
- il modello di trasporto e diffusione Lagrangiano RAPT AD (Random Particle Transport an d Diffusi o n) che può ricevere variazioni dettagliate delle previsioni delle variabili meteorologiche.
Tale modello è applicabile anche in quei casi di scarichi dove la complessità del terreno rende dubbi i risultati dei modelli convenzionali.
Il modello inoltre può essere utile nelle circostanze in cui le emissioni avvengono in situazioni di flusso complesso come quelle prodotte dalle brezze di terra e di mare o le brezze di circolazione montagna-valle. In tali circostanze è possibile che il pennacchio si divida con una porzione che va da una parte e l'altra porzione dall'altra.
Sebbene HOTMAC e RAPT AD siano perciò adeguati in caso di valutazioni di qualità dell'aria ed in seguito ad analisi di pianificazione di emergenza, dovrebbero essere fatti significativi miglioramenti prima che il modello diventi pienamente funzionante per eventi di reale emergenza.
154
II PARTE
INQUINAMENTO ACUSTICO
Introduzione
INTRODUZIONE
L'inquinamento acustico si inquadra nel problema più generale della valutazione dell'impatto ambientale che, negli anni '80, ha assunto una non trascurabile importanza nelle realtà progettuale ed in quella di qualsiasi opera di intervento sul territorio.
Negli ultimi decenni, il continuo aumento della domanda di mobilità ha avuto come conseguenza un progressivo aumento d'uso dell'automobile, che ha così provocato un sensibile aumento del livello sonoro ambientale, in special modo nelle aree urbane.
Per avere un'idea del peso che ha il traffico veicolare tra le cause di inquinamento acustico è opportuno prima effettuare una classificazione delle sorgenti di rumore, dividendole in due classi: fonti fisse e fonti mobili.
Le fonti fisse possono essere suddivise in: - attività domestiche - attività industriali - attività di servizio e commerciali - attività di intrattenimento e svago.
Le fonti mobili invece si distinguono in: -traffico dovuto a mezzi pubblici (tram, autobus, filobus, metropolitane, etc.) - traffico dovuto a mezzi privati (autocarri, autoveicoli, motocicli, etc.) -traffico ferroviario -traffico aereo.
Un'indagine ISTAT nel 1982 poneva al primo posto, in Italia, fra le cause di inquinamento acustico, il traffico stradale. Un rapporto dell'OCSE, riferendosi ad inchieste eseguite a Chicago, Londra, Parigi, New Y ork e Nizza, conclude che il traffico stradale rappresenta il 63% delle cause di disturbo acustico c•> .
Una ricerca condotta dall'Organizzazione mondiale della Sanità ha evidenziato che il maggior responsabile del disturbo della popolazione nei paesi industrializzati è il traffico urbano (tab. l) (nella Repubblica Federa! e Tedesca più del 40% della popolazione si sente molto disturbata dal
(*) Dettagliando ancor piu l'indagine 1a CEE ha suddiviso in percentuale i rumori prodotti dalle varie parti di un veicolo. Risulterebbe che il 45% é causato dallo scappamento, il 30% dal motore, il 10% dall'aspirazione, il lO% dalla ventilazione e solo il 5% dall'attrito con il nastro stradale.
156
Introduzione
rumore del traffico), rumore per il quale analisi sperimentali hanno stabilito una tollerabilità per l'orecchio umano intorno ai 55 dBA <••>.
Numero di persone Tipo di rumore disturbate (%)
In casa Fuori casa Traffico veicolare 36 20 Aeroplani· 9 4 Treni 5 l Insediamenti industriali 7 3 Attività domestiche 4 -Giochi dei bambini 9 3 Schiamazzi di adulti lO 2 Apparecchi radio/TV 7 l Campane ed allarmi 3 l
T ab. l Fattori di disturbo della popolazione
Risulta ovvio perciò come la rete delle infrastrutture di trasporto costituisca la fonte di inquinamento acustico attualmente più distribuita e più pressante sul territorio, sia in ambito urbano, ove le situazioni compromesse sono numerose, sia in ambito extraurbano, ove più marcato è il condizionamento delle sorgenti imposte sul clima sonoro originario.
Gli effetti che l'esposizione al rumore determina sull'uomo variano in relazione alle caratteristiche fisiche del fenomeno, ai tempi ed alle modalità di erogazione dell'evento sonoro, alla specifica risposta dei soggetti esposti e possono essere classificati come effetti di danno, di disturbo e di fastidio ("annoyance").
Gli effetti di danno, ossia le alterazioni non reversibili dovute al rumore, intervengono per livelli sonori superiori ai 70 dBA; il disturbo, ossia le alterazioni temporanee delle condizioni psico-fisiche del soggetto esposto, provoca effetti fisio-patologici ben definiti; l'"annoyance" è definibile come una sensazione di scontentezza riferita al rumore che un soggetto sa o crede che possa agire su di lui in modo negativo.
Ai fini della determinazione del danno, del disturbo e del fastidio è particolarmente importante la quantità totale dell'energia assorbita nell'unità di tempo, considerata espressa come Livello Equivalente continuo misurato in dBA, (LeqA) oltre ad altri parametri fisici (impulsività, componenti tonali, etc.).
(**) N ella vita quotidiana noi dobbiamo valutare la sensazione prodotta dal rumore e tale valutazione viene effettuata mediante le "curve di ponderazione"; la misura globale del rumore viene effettuata in dB con il filtro di ponderazione A che, attenuando le frequenze piu basse e piu acute, permette una lettura del livello acustico piu vicina alla percezione fisiologica
157
Introduzione
La perturbazione dell'ambiente acustico prodotta dall'inserimento di una infrastruttura viaria nel territorio può essere potenzialmente causa di danno, disturbo e fastidio per la popolazione esposta. E' quindi necessaria per le opere di nuova realizzazione un'attenta progettazione dell'inserimento acustico dell'opera, basata su metodologie che tengono conto di adatti indicatori di rumore, di modelli previsionali affidabili, di standard di qualità acustica e delle opportunità tecniche di riqualificazione del clima acustico qualora le interazioni opera-ambiente risultino inaccettabili.
Analoghe considerazioni valgono per le infrastrutture viarie esistenti, per le quali devono essere valutati i livelli di disturbo per vari carichi inquinanti e progettati interventi di modifiche del traffico e/o di attenuazione degli effetti con barriere acustiche, che ne riducono il carico inquinante.
158
CAPITOLO I
GLI INDICATORI DELLA RUMOROSITA
Gli indicatori della rumorosità
L'indicatore diretto, prevalentemente utilizzato per caratterizzare il disturbo acustico prodotto
in un tempo T, da una sorgente di rumore, è il livello equivalente (Leq) espresso in dBA, grandezza legata alla "dose" di rumore cui la popolazione è esposta e che misura il livello
medio del rumore e quantifica l'energia assorbita.
Il livello equivalente è definito dall'espressione:
Leq= lO·loglO·( ~)-10· ~~·t, dove: Li = livello sonoro ti = intervallo di tempo entro il quale è rilevato Li.
La curva di ponderazione utilizzata è la curva che approssima l'isofonica corrispondente a 40 phon e che attribuisce, quindi, maggiore peso alle frequenze medie della banda sonora piuttosto che a quelle basse o a quelle elevate. Tale ponderazione è preferita al semplice dB essendo altamente correlata alla risposta uditiva degli individui.
All'indicatore "livello equivalente" vengono solitamente associate delle grandezze quali i livelli statistici (Lu) che descrivono la distribuzione statistica dei livelli. Ln è definito come il valore di livello sonoro che, nell'intervallo di tempo considerato, è stato statisticamente superato per un tempo pari a n%. Indicatori quali Ls oppure L10 sono quindi utili per rappresentare i livelli di picco, mentre un indicatore quale 4o servirà a quantificare il livello di rumore di fondo.
Un altro indicatore utilizzato in USA è l'Ldn o "livello equivalente di rumore giorno/notte", consistente in un livello equivalente continuo globale sulle 24 ore calcolato partendo dai valori di Leq diurno e notturno ed introducendo un fattore di penalizzazione per i rumori che si verificano durante le ore della notte:
Ldn = 10·log(l l 24)·10(Leq)·i/JO +l o(Leq)·j+illO
dove: i= 1,15 (ore del periodo diurno 7,00- 22,00) j = 1,9 (ore del periodo notturno 22,00- 7,00).
Gli indicatori indiretti più significativi sono:
- indice di densità della rete stradale e ferroviaria: (km totali di strade e ferrovie )/km2;
- indice di capacità delle strade secondo classificazione degli enti normatori; -indice di traffico reale: traffico giornaliero medio, traffico orario massimo, ecc.;
- indice di destinazione d'uso del territorio: classi di destinazioni d'uso.
160
CAPITOLO II
CARATTERIZZAZIONE ACUSTICA DELLA PROPAGAZIONE SONORA
161
Propagazione acustica di sorgenti elementari
n livello sonoro determinato da una sorgente diminuisce al crescere della distanza dalla stessa anzitutto per divergenza delle onde sonore; in ambiente esterno interviene poi una serie di fattori che influenza, talvolta in modo cospicuo, la propagazione acustica: le condizioni meteorologiche, la conformazione e le caratteristiche del terreno, la presenza di vegetazione, l'interposizione di schermi naturali o artificiali. Ognuno di questi fattori determina una variazione di attenuazione (excess attenuation). Per l'effetto della divergenza, una sorgente avente un livello di potenza Lw produce, per una data frequenza f, ad una distanza r, un livello di pressione sonora pari a:
Lp(r, e) = Lw +DI( e) - l O log S (l)
essendo: Lp(r, e)= il livello di pressione sonora ad una distanza r dalla sorgente in direzione e; DI (e) =l'indice di direttività della sorgente in direzione e; S =la superficie del fronte d'onda.
L'indice di direttività DI(9) è definito come
DI (9) = IO log Q(9) (2)
essendo Q(8) il fattore di direttività dato dal rapporto fra l'intensità misurata, ad un angolo e, a distanza r da una sorgente che emette una potenza W e l'intensità emessa, alla stessa distanza, da una sorgente omnidirezionale di pari potenza.
2.1 Propagazione acustica di sorgenti elementari
a) Sorgente puntiforme Per una sorgente puntiforme, che irradia in un mezzo omogeneo, DI(e) è ovviamente uguale a O, eS è pari a 47t/; di conseguenza la (l) diventa
Lp(r, 9) = Lw- IO log(41t/) (3)
Se la stessa sorgente è posizionata su una superficie rigida piana, la (3) assume questa forma:
2 Lp(r, e) = Lw - l O log (21tr ) (4)
b) Sorgente lineare discreta Si consideri un insieme discreto di sorgenti puntiformi incoerenti, di uguale potenza sonora, distribuite ad intervalli regolari su di una retta (fig. 2.1) La pressione sonora nel punto O è uguale alla somma dei contributi prodotti dalle singole sorgenti m. ( 5)
162
Caratterizzazione acustica della propagazione sonora 163
(5)
b
o r
o
Fig. 2.1 - Sorgente lineare discreta
c) Sorgente lineare continua di lunghezza d Nel caso di una sorgente lineare di lunghezza finita d, l'elemento lineare infinitesimo si comporta, nei confronti dell'osservatore in O, come una sorgente puntiforme (fig. 2.2); pertanto, chiamando W la potenza sonora dell'intera sorgente lineare, si ottiene:
x2
I dx a -a L = L +l O ·log 2 =L +l O·log ( 2 1
) p w xl ( 41U ) d w 4 m:;ul
(6)
d X1 X X2 ------------------------------ -----------?·------·····-· .... _._ ..... _._, .. ·--------------·--·------
o
o
Fig. 2.2 - Sorgente lineare continua
d) Sorgente piana di area finita Consideriamo ad esempio una sorgente di forma rettangolare (fig. 2.3); se la ipotizziamo costituita da un insieme di sorgenti puntiformi incoerenti (di area dx dy) possiamo scrivere questa espressione: (7)
Lp =L,+ IO·log[ rxlJy2 dxdy
2 ]=L.,. -10·log(41ibc)+ lO·log(arctg~+arctg~)+lO·log(arctgy• +arctgy2
) Jx1 yi bc·41iR a a a a
163
Fattori che influenzano la propagazione acustica
, ..
b
a R
o
Fig. 2. 3 - Sorgente piana
2.2 Fattori che influenzano la propagazione acustica
a) Assorbimento atmosferico Un primo parametro di natura atmosferica che influenza la propagaz1one acustica è rappresentato dall'impedenza acustica dell'aria che dipende dalla temperatura e dalla pressione ambientale.
Ma il contributo più importante è dowto alla viscosità ed alla conducibilità termica dell'aria, e al contenuto di umidità. La dipendenza dell'assorbimento acustico da frequenza, temperatura e umidità è stata determinata sia teoricamente, sia da esperienze in laboratorio e in campo.
b) Interferenza
Quanto la sorgente e il ricevitore sono in prossimità del terreno (fig. 2.4), vi è interferenza fra l'onda diretta SR e l'onda riflessa STR.
f} R s
r2 1 Z1
"Z2 d ... [
Fig. 2. 4 - Propagazione acustica in presenza di terreno piano
164
Caratterizzazione acustica della propagazione sonora 165
E' stato evidenziato che la teoria delle onde elettromagnetiche può essere utilizzata per descrivere questo fenomeno.
Gli effetti dovuti alla presenza del terreno risultano ancora più complicati da valutare nel caso in cui il terreno non presenti una configurazione piatta.
Grado di complessità maggiore presentano anche i casi in cui la sorgente non è assimilabile ad una sorgente puntiforme; l'eventuale scomposizione in un insieme discreto di sorgenti puntiformi esige che si conosca se le sorgenti possono o meno ritenersi fra loro coerenti.
c) Gradienti di vento e di temperatura Poichè normalmente la temperatura varia al crescere dalla distanza del terreno, si modifica anche di conseguenza la velocità del suono in funzione dell'altezza dal suolo. Anche i gradienti di vento determinano delle variazioni della velocità del suono. Il vento inoltre è caratterizzato da una direzione e un verso che ne rendono più complessa la valutazione degli effetti.
La turbolenza ha importanza in tutti quei fenomeni che dipendono dalla relazione di fase, come la diffrazione e l'interferenza: la turbolenza ha essenzialmente il ruolo di smorzare le brusche diminuzioni del rumore (associate a tali fenomeni), che si manifestano a determinare frequenze.
d) Vegetazione La presenza di piante costttutsce un importante elemento di attenuazione del rumore; nonostante le molte ricerche effettuate non esistono però al momento criteri generalizzati che consentono di darne una valutazione sufficientemente rigorosa.
Possiamo schematicamente considerare tre aspetti in questo problema: -l'effetto del terreno; infatti in molti casi il terreno su cui si trova un bosco è coperto di foglie,
rami, cespugli, ecc., che formano uno spesso strato le cui caratteristiche di impedenza acustica differiscono da quelle del terreno sottostante. Ciò determina uno spostamento dell'effetto di incremento dell'attenuazione, verso le basse frequenze;
- la diffusione delle onde sonore ad opera di tronchi e rami; -assorbimento acustico; mancano dati univoci su questo parametro: si può comunque ritenere
scarso l'assorbimento acustico degli alberi alle basse frequenze (f < 1000Hz); alle frequenze più alte l'assorbimento cresce; importante è la presenza delle foglie per avere elevati valori di assorbimento acustico.
Sembra infine importante l'interazione che i tre parametri menzionati hanno nel determinare l'attenuazione acustica.
165
Fattori che influenzano la propagazione acustica
e) Schermi acustici Parecchi ricercatori hanno ricavato espressioni o curve di valutazione dell'attenuazione in funzione di variabili adimensionali determinate dalla geometria del sistema "sorgente-barriera-ricevitore".
166
CAPITOLO III
QUADRO NORMATIVO DI RIFERIMENTO
Quadro nonnativo di riferimeto
La materia legislativa riveste una notevole importanza in tema di inquinamento da rumore in quanto, ponendo delle limitazioni alle emissioni ed immissioni sonore, fornisce un quadro di riferimento per i tecnici che devono operare entro tali limiti.
Si darà di seguito una rassegna delle norme in materia di rumore emanate sia in Italia che all'estero, precedute dalle normative ISO che operano a livello internazionale.
L'organizzazione Internazionale per la Normalizzazione (ISO) ha recentemente approvato la nuova versione della raccomandazione ISO l 996 che stabilisce le metodologie da seguire per la misura del rumore e demanda ai vari Stati membri il compito di fissare la tabella dei valori massimi ammissibili.
In Italia non è ancora in vigore nessun preciso riferimento normativa a questo proposito e perciò si ricorre spesso alla edizione vecchia della ISO 1996 (anno di pubblicazione 1971) nella quale sono indicate le diverse modalità per fissare i limiti massimi ammissibili nelle diverse zone.
La revisione della ISO 1996, edita nel 1987, è una nuova raccomandazione articolata in tre parti dal titolo comune "Descrizione e misura del rumore ambientale". Precisamente queste ultime si possono così riassumere:
l) ISO 1996/1: Grandezze e metodi fondamentali (1982). La norma definisce e spiega alcuni parametri di mtsura del rumore, descrive le apparecchiature di rilevamento e precisa le metodologie da seguire nel rilievo del rumore.
2) ISO 1996/2: Rilievo dei dati pertinenti all'uso del territorio (1987). La norma descrive i metodi per l'acquisizione dei dati ed il criterio per la valutazione del disturbo da rumore.
3) ISO 1996/3: Applicazione dei limiti di rumore (1987). L'ultima parte della norma fornisce delle generiche informazioni su come devono essere fissati i limiti delle emissioni da rumore, demandando alle diverse autorità dei paesi membri il compito di fissare i valori massimi da non superare e l'arco di tempo di riferimento (giorno, sera, notte).
In ambito italiano, l'Ente di Unificazione Nazionale UNI ha, da pochi anni, emanato la norma UNI 9433: Valutazione del rumore negli ambienti abitativi (28/3/89). Quest'ultima si propone di definire le varie grandezze che caratterizzano il fenomeno acustico, di indicame gli strumenti
168
Quadro nonnativo di riferimento
e la metodologia di misura, di stabilire un criterio per la valutazione della normale tollerabilità
al rumore negli ambienti interni abitativi. Tale nonna però è inapplicabile alla valutazione dell'impatto ambientale del rumore da traffico in quanto quest'ultimo è considerato componente del rumore di fondo.
Recentemente è stato emanato il Decreto del Presidente del Consiglio dei Ministri DPCM 01/03/1991 che prende le mosse dalla proposta di norma italiana del Ministero dell'Ambiente del 1988. Esso prescrive "i limiti massimi di esposizione al rumore negli ambienti abitativi e nell'ambiente esterno in funzione della classe di destinazione d'uso del territorio. alla quale
appartiene la zona in esame".
Sono escluse dal campo di applicazione del DPCM le aree e le attività aeroportuali che verranno regolamentate da un altro decreto. Sono escluse invece le sorgenti mobili ed è imposto alle Regioni di emanare, entro un anno dall'entrata in vigore del decreto, delle direttive per la predisposizione da parte dei Comuni di piani di risanamento.
Questi ultimi devono contenere (Art. 4 comma 2): a) l'individuazione della tipologia ed entità dei rumori presenti, incluse le sorgenti mobili, nelle
zone da risanare; b) i soggetti a cui compete l'intervento; c) le modalità ed i tempi per il risanamento ambientale; d) la stima degli oneri finanziari ed i mezzi necessari; e) le eventuali misure cautelaci a carattere d'urgenza per la tutela dell'ambiente e della salute
pubblica.
Inoltre, alcuni Enti Locali hanno promulgato leggi e regolamenti in materia di rumore di cui i più importanti sono:
- Legge 23 Agosto 1974 n° 49 della Regione Lombardia: "Interventi per il controllo e la prevenzione dello inquinamento atmosferico ed acustico per gli anni 197 4-197 5.
- Proposta di regolamento per l'esercizio di Attività Rumorose della Regione Lombardia -Assessorato alla Ecologia ed ai Beni Ambientali (Giugno 1977).
-Legge Provinciale 20 Novembre 1978 n°66 della Regione Trentina Alto Adige, Provincia di Bolzano: "Provvedimenti contro l'inquinamento prodotto da rumore".
In ambito estero, si riportano le norme più importanti varate dai governi di alcuni paesi: -Norma francese NF S 31-010 (Settembre 1974).
169
Quadro normativo di riferimeto
La norma AFNOR ricalca pressochè totalmente la Raccomandazione ISO 1996 ad eccezione di una diversa redazione e di alcune particolarità. Tra queste la prescrizione che le letture fonometriche siano effettuate utilizzando la risposta lenta del misuratore per ottenere una migliore valutazione del livello sonoro continuo equivalente.
-Norma inglese B.S. 4142. La norma è stata edita nel 1967 e sono state apportate successivamente delle revisioni nel gennaio 1975, maggio 1980 e settembre 1982. La legge è tesa alla valutazione del rumore industriale che interessa aree miste residenziali ed industriali e fornisce un metodo di misura del rumore all'esterno degli edifici.
-Nazioni Unite. Il gruppo di lavoro per gli edifici, istituito dal Comitato per l'abitazione, per la costruzione e per la pianificazione delle Nazioni Unite, ha elaborato un testo in cui sono riportate delle prescrizioni relative alla limitazione del disturbo da rumore allo interno delle abitazioni. Il riferimento usato sono le norme internazionali ISO.
Alla luce di quanto definito dalle diverse normative, si può affermare che, in generale, le norme concordano su diversi punti: - il parametro da misurare è il livello sonoro equivalente Leq espresso in dBA;
- è necessario avere un indice descrittore dello stato di inquinamento da rumore apportando al Leq le correzioni relative alle possibili componenti tonali presenti nel rumore stesso od a quelle relative alla presenza di impulsi;
- bisogna considerare il periodo della giornata in cui si manifesta il rumore (giorno, notte);
- è necessaria la destinazione d'uso del territorio perchè devono essere previste aree protette, aree residenziali, industriali, ecc.;
- è necessario descrivere con precisione le caratteristiche di fluttuazione del livello sonoro ricorrendo alla misura dei livelli percentili, tra cui Lg5 o L90, per la quantificazione del rumore di fondo in caso di eventi sporadici del rumore.
Per quanto riguarda invece i limiti della rumorosità imposta nei diversi Paesi esistono norme circa i limiti delle emissioni sonore dei veicoli ed i limiti di accettabilità del rumore ambientale percepito.
170
Quadro normativo di riferimento
In Italia, al contrario di quello che si verifica in altre naziont>, non esistono raccomandazioni ufficiali o norme di legge che forniscano i valori dei fattori limite di accettabilità dei rumori in base a principi di pianificazione urbana e territoriale. Esistono infatti solo leggi quadro che fanno cenno alle problematiche inerenti l'inquinamento e la salvaguardia della salute del cittadino, e che dovrebbero pertanto comprendere anche le disposizioni relative al rumore. Si osserva , peraltro, come tali leggi non facciano specifico riferimento agli effetti acustici negativi legati alla circolazione su gomma.
Per quanto concerne la rumorosità derivante da veicoli a motore l'art.2A del Regolamento di esecuzione del T. U. sulla circolazione stradale prevede che i dispositivi silenziatori debbano essere realizzati in modo tale che il livello sonoro emesso dal motore non superi precisi limiti:
a) ciclomotori 83 dB
b) motocicli a 2 tempi con cilindrata non superiore a 200 cm3 87dB
c) motocicli a 4 tempi con cilindrata non superiore a 200 cm3. 90dB
d) tutti gli altri motoveicoli 92dB
e) autovetture con cilindrata non superiore a l 000 cm3• 88 dB
f) autovetture con cilindrata superiore a l 000 cm3 e nferiore o eguale a 1500 cm3. 90 dB
g) tutti gli altri autoveicoli 93 dB
h) macchine agricole e ruote con motore pluricilindrico a 4 tempi 94dB
i) macchine agricole con motore a 2 tempi o monocilindrico a 4 tempi 88dB
l) macchine agricole a cingoli 90dB
CO) Le normative estere, invece, sono più precise al riguardo, la normativa cecoslovacca è quella che consente livelli globalmente più elevati, infatti in ambiti residenziali si tollerano, la notte, valori di 61 dBA in Leq. n valore notturno più basso per le zone residenziali è quello riportato nelle normative danese ed olandese con 35 dBA in Leq. La minor protezione delle zone appartenenti al centro urbano, le ritroviamo negli USA, i quali prevedono di raggiungere i 65 dBA in Leq anche la notte. I campi di variabilità delle grandezze in Leq sono riportati in fig. 3.1.
171
Quadro nonnativo di riferimeto
~ ·1 t • I ~= ~ ~ ! i ::: l ' l ' :: i : i : ~~
ruu•• llwell• ••••r• 41(1) •• 'llf' .. -•tw••
-~ ~ l ~ l •El"O
! ~ ~== CECDSLOVACCHlA i- ~- DAIIIIIU,_CA .. =i
i ~ RfP. DEl\. TEDESCA
----, fllAMCJA
'ERPU.IflA FEDERALE . . .. " . .. . . 'JA,.PONE
- .. REGNO UNITO .. - L USUI'\é!.URGO -. . . .. OLAJIDA
.... P'OLO"IA
!SYEIIA . . SVIZZEilA
U'lSS
USA
.. ~, ...•.. ---·-·~t-• lt-· ••• ~
---~;:::;;:~-:-:r·-- // J<P•·•·- ,, ... , .. ~~ . ......... .. <, --~ t••tlr•• ,, ... ·- ..... ... • ... l
14• ,,/ ' .
' 7••.z1•• n••• , •• ·,·~ , . , .... , .. ll··· ••• __,•
T ~~~~ , ••• zr-• ~t:r··· ., •• "'-, -r;. l \; ·. ··-· Nlh ,., .... ·"' .--·/ 6,7
IU• ,_ , . , .... , .. ~ . ...... ,.,., r;7 .... ··- ·••t h '· ..... l n a. .... ~>'\ . ·-l .. u. _,. .. . ~
/ _..>( \ .. ··-· -u• ........ : .... ... .. .. .. l 1\ ..
l
Fig. 3.1 - Raffronto tra i valori assegnati ai climi sonori delle diverse zone urbane nelle normative di alcuni Paesi esteri
Come si può vedere ci sono limiti di rumore per tutte le categorie di veicoli, alcune categorie sono regolate dalle nazioni stesse, altre dalla CEE. A questo proposito sta entrando in vigore la nuova Norma CEE 84/424 sulla rumorosità dei veicoli che, per quanto riguarda i mezzi pesanti, comporta abbattimenti della rumorosità compresi tra 3 e 5 dBA rispetto alla precedente Norma 81/334.
N o n bisogna dimenticare che le N orme CEE ri!:,JUardano fondamentalmente la rumorosità dei veicoli scarichi in accelerazione a bassa velocità e quindi si propongono di limitare il rumore nelle aree urbane. Non appena la velocità del veicolo supera i 50-60 k/h il rumore dovuto ai pneumatici "copre" tutte le altre fonti, per cui i valori misurati secondo le Norme CEE perdono ogni significato. Intervenire sul rumore dei pneumatici in queste condizioni appare molto difficile, perchè bisognerebbe adottare pneumatici quasi lisci con ovvio peggioramento della tenuta di strada e della sicurezza del veicolo.
Più promettente appare la via di ricorrere a rivestimenti "silenziosi" per il manto stradale. Purtroppo anche le recenti proposte di regolamentazione della misura della rumorosità in sede CEE sembrano voler ignorare che, nella maggior parte dei casi, il disturbo provocato dal rumore dei moderni veicoli industriali è originato soprattutto al contatto pneumatico-strada. Inoltre la rumorosità secondo le Norme CEE è misurata in condizioni di impiego del motore.
172
CAPITOLO IV
MODELLI DI PREVISIONE DEL RUMORE
Metodi manuali
La previsione dell'impatto sonoro provocato sul territorio dal traffico veicolare può essere effettuata mediante metodi aventi diverso grado di dettaglio ed affidabilità che possono essere classificati in tre gruppi fondamentali:
- Metodi manuali basati su abachi, tabelle o equazioni analitiche semplici. Questi metodi sono applicabili a situazioni morfologiche semplici e presentano dei limiti circa la variabilità dei dati di ingresso del calcolo. Vengono perciò utilizzati per analisi di prima approssimazione per valutare l'ordine di grandezza del fenomeno senza entrare nel dettaglio.
-Simulazione su modelli fisici in scala. Tali simulazioni consentono di riprodurre con elevato grado di dettaglio complesse situazioni territoriali; ciò significa elevati costi, tempi e risorse perchè si realizzano modelli fisici "ad hoc" usando sofisticate apparecchiature.
- Simulazione numeriche tramite codici di calcolo automatico. Quest'ultimo metodo consente di superare i limiti di macro-analisi dei metodi manuali senza incorrere negli elevati costi e tempi delle simulazioni su modelli fisici. Naturalmente la bontà del risultato dipende dalla complessità del modello usato e dalla capacità di memoria e di calcolo dell'elaboratore in dotazione.
Di seguito verranno esaminati i principali modelli di calcolo in uso in Italia ed all'estero secondo la classificazione operata sopra. Lo scopo è di conoscere lo stato dell'arte della modellistica mettendone in evidenza le caratteristiche positive nonchè i limiti per poter avere una base su cui operare nuove riflessioni.
4.1 Metodi manuali
I metodi manuali derivano da correlazioni di risultati ottenuti sperimentalmente. Questi descrivono il fenomeno fisico con una certa approssimazione anche se non sono in grado di tener conto di tutti i fattori che influenzano la propagazione sonora.
Le relazioni matematiche usate per il calcolo del livello equivalente di rumore per tali codici semplificati sono del tipo:
Leq = K + Ft(Q) + F2(p) + F3(v) + F4(d) + I:dL dove: - K = costante
174
Modelli di previsione del rumore
- Q = portata oraria di veicoli (in alcuni casi è distinta la portata Ql di veicoli leggeri da quella Qp di veicoli pesanti)
- p = parametro caratteristico della composizione del traffico (% di veicoli pesanti se questa non compare nel termine della portata oraria)
- v = velocità di deflusso dei veicoli - d = distanza del ricettore dall'asse stradale -l:dL =serie di termini correttivi.
Di seguito vengono analizzati alcuni dei modelli di previsione adatti per analisi di prima
approssunaztone.
Metodo di G. Benedetto e R. Spagnolo
Benedetto e Spagnolo, fisici del dipartimento di Acustica dell'Istituto Elettrotecnico Nazionale "Galileo Ferraris" di Torino, hanno messo a punto alcune formule sperimentali in seguito ad un'indagine compiuta nell976 per l'area urbana di Torino.
TI loro studio è stato orientato verso la ricerca di equazioni di regressione lineare fra i livelli di rumore L in elBA ed i parametri del traffico, del tipo:
L = a + b * log( Q) - c * log( d) + e * p
dove: Q = portata oraria di veicoli d = distanza tra il punto di rilevamento e la linea di mezzeria della carreggiata p =percentuale di veicoli pesanti(> 3,5 ton) a, b, c, e= coefficienti di regressione, considerati indipendenti dai parametri di traffico.
Tale espressione, scritta per i livelli statistici cumulativi Lto, Lso ed 4o conduce alle seguenti formule di correlazione:
L10 = 61,0 + 8,4 * logQ + 0,15 *p- 11,5 * logd [elBA]
Lso = 44,8 + 10,8 * logQ +O, 12 *p- 9,6 * logd [dBA]
4o = 39,1 + 10,5 * logQ + 0,06 *p- 9,3 * logd [dBA]
175
Metodi manuali
che sono valide per determinate ipotesi, quali flussi di traffico sufficientemente continui e fluenti e portata oraria Q compresa tra i 500 ed i 5. 000 veicoli all'ora. Inoltre i veicoli sono considerati transitanti lungo la linea di mezzeria della carreggiata.
Metodo di Griffiths e Langdon
La formula usata da questo metodo è la seguente:
Leq = Lso + 0,018 * (L10- 4o) [elBA]
dove i livelli statistici cumulativi sono calcolati usando le formule di correlazione ricavate sperimentalmente da Benedetto e Spagnolo nel corso dell'indagine di cui sopra. I vincoli del sistema sono che il traffico sia sufficientemente continuo e fluente con una portata media oraria Q compresa tra i 500 ed i 5.000 veicoli/ora.
Metodo di Burgess
La formula, applicata per la prima volta a Sidney, ha la seguente espressione:
Leq = 55,5 + 10,2 * logQ + 0,3 *p- 19,3 * logd [elBA]
dove: Q = portata oraria dei veicoli p = percentuali di mezzi pesanti d = distanza in metri tra il centro della carreggiata laterale ed il punto di osservazione posto
sul ciglio.
Metodo di M. Cosa e N. Nicoli
Un'espressione semplice per il calcolo del livello sonoro equivalente Leq, riferito a misure orarie di rumore, è stata ricavata da M. Cosa e N. Nicoli nel1982 sulla base di valori mediati di SEL (livello di esposizione sonora) relativi al centro urbano di Roma:
dove: n1 = portata oraria di autoveicoli
176
Modelli di previsione del rumore
n2 = portata oraria di veicoli industriali leggeri n3 = portata oraria di veicoli industriali pesanti 14 = portata oraria di motocicli ns = portata oraria di ciclomotori.
Tale metodo si sviluppa a partire da misure di SEL medio per ciascuna categoria di veicoli e, tenendo conto delle caratteristiche geometriche-morfologiche del sito di rilevamento, commisura separatamente il numero di veicoli per categoria tipo che, nell'intervallo di osservazione prescelto (per es. l ora), transitino in corrispondenza della stazione di rilevamento, con i valori di SELrn per le i-esime categorie di veicoli precedentemente individuate.
Affinamento della metodica di predeterminazione del rumore da traffico basata sul SEL
Ricerche effettuate congiuntamente dal Servizio di Igiene Pubblica della USSL n°1 di Roma e dal Dipartimento di Energetica della Università di Palermo, hanno evidenziato la flessibilità delle tecniche di predeterminazione basate sul SEL e la loro soddisfacente attendibilità (indice di correlazione= 0,67), consigliandone, in particolar modo, l'uso all'interno delle aree urbane.
Il limite delle metodiche di calcolo studiate è rappresentato dall'imprecisione delle stesse quando il flusso veicolare è scarso ed irregolare. Il metodo basato sul SEL, inoltre, non tiene sufficientemente conto dei coefficienti di riflessione delle pareti limitanti il sito di misura e dell'angolo di incidenza delle onde sonore che colpiscono il sito disturbato.
In particolare è stato evidenziato che, in presenza di traffico ridotto (circa inferiore ai l 00 veicoli/ ora), il valore dell'LAeq pre-calcolato diventa scarsamente attendibile. In tale circostanza è necessario aggiungere a tale valore un livello convenzionale di rumore (LAeq,res) attribuibile al traffico veicolare che è presente nelle strade più vicine al sito di misura. LAeq perciò può essere calcolato come segue:
LA e q =l O ·log l Oo,HAeq ,res +l O ·log l 0°·1·IAeq ,sEL [dBA]
I valori di LAeq,res, nelle ore diurne, sono calcolati pari a 3 5 dBA nelle zone residenziali e protette, a 40 dBA nelle zone miste con attività commerciali o artigianali poco rumorose ed a 45 dBA nelle zone ad intensa atttività umana, in quelle in prossimità di strade di grande
traffico, nelle zone prevalentemente industriali ed in quelle industriali. Durante la notte tali valori devono essere ridotti di l O dBA. Il termine LAeq,sel è invece calcolabile secondo la:
177
Metodi manuali
LA.eq ,sei= IO·log -· l:ni .Jd0•1·SELi) [
l 5
. ]
T i=l
[dBA]
e per 1/T = 3.600 secondi:
LAeq ,sel,h= IO·log[ t.n,·IO(OJ·8lll.l)] - 35,563 [dBA]
dove ni = numero di veicoli della i-esima categoria che passa davanti al punto di osservazione
durante l'intervallo di misura (T).
Per tener conto degli effetti di riflessione delle strutture verticali, il SELm assume valori diversi per strade chiuse con L/H compreso tra 0,5 e 2 e per strade aperte con L/H> 2 o prive di edifici limitanti (L = larghezza della strada, H = altezza dello edificio più basso). Inoltre per l'utilizzazione della formula di predeterminazione è necessario valutare il numero di autoveicoli (n1), quello dei veicoli industriali leggeri (n2) e pesanti (n3), dei motocicli (14) e dei ciclomotori (ns). La formula può poi essere ulteriormente affinata utilizzando una serie di fattori di correzione (L) quali: ALz = fattore di correzione per le caratteristiche geometriche del sito di misura; L\Lv = fattore di correzione per la velocità media dei veicoli; &., = fattore di correzione per la pendenza della strada; ALr = fattore di correzione per le caratteristiche del manto stradale; ~d = fattore di correzione per la distanza; ~s = fattore di correzione legato alle caratteristiche dei serramenti.
L'espressione per il calcolo dell'LAeq basato su misure di SEL, può essere perciò completata come segue:
LAeq =l 0-log l o(O,J.l.Aeq ,res) +l 0-log l o(O,l·LAeqSEL) +M +M +M +M -M -M [dBA] z v p l d s
Metodo del National Swedish Institute ofBuilding Research {NSffiR)
La relazione analitica per il calcolo del livello equivalente ha la seguente forma:
Leq = Leq(Do) - l O*log(D/Do) - Am
con Leq(Do) = l O*logQ + 20*logv
178
Modelli di previsione del rumore
dove: Do = 5 metri Q = portata oraria dei veicoli v = velocità media dei veocoli Am = attenuazione prodotta dal terreno
Metodo CNR/SCHL (Conseil National de Recherches/Societè Centrale d'Hipotheques et de
Logement - Canada)
Tale metodo utilizza un'espressione matematica uguale a quella del metodo precedente (NSffiR):
Leq = Leq(Do) - l O*log(D/Do) - Am dove in questo caso:
Leq(Do) = 20*logv + lO*log[f(Qt,Qp)] -15 Do = 30 metri Q1 = portata oraria dei veicoli leggeri Qp = portata oraria dei veicoli pesanti v = velocità media dei veicoli Am =attenuazione dovuta all'assorbimento del terreno.
Metodo della Federai Highway Administration (FHWA) - USA
L'espressione usata per il calcolo del livello equivalente nel tempo T prodotto dalla classe di veicoli i-esima è la seguente:
Leq(h)i = Lo,i + lO*log[Ni 1t DJviT] + lO*log[DofDt] +a+ IO*log[Q(<l>l' <1>2)/1t]
dove: Lo,i = livello di emissione sonora Ni = portata oraria Vi = velocità media della classe di veicoli i-esima a = parametro che dipende dalle condizioni del terreno n =parametro che tiene conto degli angoli di vista <l>t, <1>2.
179
Metodi manuali
Metodo Stl-86 (Strassen - Ldrm-86) EMP A Svizzera
Il modello in esame è stato proposto in due versioni: una sotto forma di pacchetto software, l'altra, che vedremo di seguito, sotto forma di tabelle ed abachi utilizzati per il calcolo manuale. Tale metodo usa due livelli di frequenza cumulativi: Lso ed L1 (livelli di pressione acustica medi superati rispettivamente durante il 50% e l'l% del periodo di misura) ed assume che il rumore prodotto dai veicoli dipenda dal volume e dalla composizione di questi ultimi; l'autovettura all'ora (PWE) è assunta inoltre come unità di riferimento.
Definita una "situazione normale" basata su parametri fissati di traffico, velocità, % di traffico pesante e condizioni della strada, vengono usati degli abachi che definiscono i livelli sonori. Per situazioni che differiscono da quella "normale" esistono delle tabelle che consentono di effettuare le debite correzioni secondo valori desunti dall'esperienza.
Metodo CRTN (Calculation ofRoad Traffic Noise) - Gran Bretagna
n metodo CRTN è stato sviluppato in Inghilterra nel 1975 e fornisce la valutazione e previsione del livello statistico L10 in dBA del rumore provocato dal traffico veicolare, determinabile su base oraria o nel periodo dalle 6.00 alle 24.00.
Le ipotesi di calcolo pongono alcuni limiti di applicabilità: -distanze dalla strada, dei punti in cui viene previsto il rumore, non superiori a 300 metri; -velocità del vento inferiori a 2m/s.
In tali condizioni si ottiene, in genere, una stima per eccesso del livello L 10 pari circa a 0,6 dBA con deviazione standard di 2,5 dBA. Vi sono diversi metodi per convertire il livello L10 nel livello equivalente LAeq; solitamente è sufficiente sottrarre 3 dB da L10 per ottenere LAeq con un errore compreso entro+/- 2 dB nel 95% dei casi. n metodo in esame calcola il livello sonoro L10 in una posizione di riferimento posta a l O metri dal bordo della carreggiata mediante la relazione:
L lO= lO*logQ+33*log(v+40+500/v)+lO*log(1+5p/v)-27,6 dove: Q = portata oraria dei veicoli (v/h) v = velocità media dei veicoli (km/h) p = percentuale di veicoli pesanti (peso a vuoto > 1525 kg)
180
[dBA]
Modelli di previsione del rumore
Il flusso di traffico è ipotizzato come una sorgente sonora lineare posta ad un'altezza di 0,5 m dalla superficie stradale ed a 3,5 m dal bordo della carreggiata. Il livello di riferimento così calcolato viene successivamente corretto per tener conto: - dell'eventuale pendenza e del tipo di manto stradale; - dei principali fattori connessi con la propagazione del suono dalla strada al ricevitore; -dell'eventuale riduzione dell'angolo visuale (9) tra ricevitore e sorgenti sonore rispetto al caso
di linea infinita di sorgenti, per il quale e = 180°; - della presenza di effetti schermanti prodotti da barriere naturali od artificiali.
Il metodo è stato recentemente aggiornato per poter essere applicato anche a flussi veicolari di modesta entità e per una valutazione più attendibile in configurazioni particolari (strade in trincea, ecc.).
Metodo C.E.E. - Belgio
Su incarico della Commission of the European Communities, un gruppo di ricercatori dell'Università Cattolica di Lenven, Belgio, ha redatto un documento intitolato "Guide-line for the calculation of traffic noise11 che riporta il metodo di calcolo del livello sonoro prodotto sia in aperta campagna che in aree urbane. I livelli sonori previsti possono essere espressi sia in LAeq che in L10 ( dBA) e sono ottenuti mediante l'utilizzo di grafici e nomogrammi a più ingressi. Nel caso di aree in aperta campagna il livello LAeq è ottenuto mediante la composizione dei livelli sonori relativi ai flussi di traffico leggero (Q1) e pesante (Qh), al variare delle rispettive velocità medie (vt e vh), secondo le espressioni:
3 Lt = 91 + 0,14*vt + IO*log(Qt/2*10 *vt) [dBA]
[dBA]
[dBA]
In seguito vengono apportate delle correzioni per tener conto dell'attenuazione sonora dovuta a: -distanza asse stradale-ricevitore - impedenza acustica del terreno -assorbimento dell'aria - eventuale presenza di effetti schermanti prodotti da barriere naturali od artificiali.
181
Metodi manuali
Vi sono poi altre correzioni, dovute ad effetti particolari quali: -riduzione dell'angolo di vista (9) ricevitore-sorgenti sonore, rispetto al caso di linea infinita di
sorgenti in cui e = 180° - effetti dovuti al manto stradale - tipologia del manto stradale - accelerazioni indotte dalla presenza di semafori - presenza di tratti in salita.
Nel caso di traffico in aree urbane il livello sonoro di riferimento al bordo della strada, ad un'altezza di 1,5 m da terra è fornito dalla relazione:
LAeq = 44,8 + l O*logQ + C
dove: Q = portata oraria dei veicoli (v/h) C = fattore di correzione variabile con la larghezza della strada.
I valori così ottenuti sono poi corretti per tener conto della percentuale di veicoli pesanti e del tipo di manto stradale. In genere tale metodo sottostima i valori sperimentali.
Metodo R.L.S.-81, Repubblica Federale Tedesca
Tale metodo prende il nome dalla sigla R.L.S.-81 che indica il documento "Direttive per la Protezione Antirumore lungo le strade", pubblicato nel 1981 dal Ministero Federale per i Trasporti (Repubblica Federale di Germania)- Sezione Costruzioni viarie.
Il metodo permette di calcolare il livello equivalente ponderato secondo la curva 11 A" m funzione dei dati di traffico e della morfologia della zona in esame.
Tuttavia esso presenta alcuni limiti poichè non tiene conto degli effetti di incidenza radente sul terreno e della differente emissione sonora in caso di strada bagnata.
Il livello previsto comunque si può ritenere approssimato per eccesso poichè utilizza l'ipotesi di vento spirante dalla strada verso il ricevitore ad una velocità di 3 m/sec circa e di inversione termica notturna che incrementa i livelli al suolo. Parametri invece considerati nel calcolo sono le riflessioni su ostacoli o edifici, schermature di ogni tipo, terrapieni o trincee, boschetti, la presenza di impianti semaforici, la pendenza della strada ed il tipo di pavimentazione.
182
Modelli di previsione del rumore
Nel caso di strade a più carreggiate, e perciò di più sorgenti stradali, si possono sommare
energeticamente i contributi di ciascuna sorgente.
I procedimenti di calcolo usati sono due: il primo si applica in condizioni di strada "lunga e diritta", il secondo in tutti gli altri casi. Quest'ultimo è molto simile al primo con l'unica differenza che la sorgente sonora viene suddivisa in numerosi tratti su cui viene valutato il livello sonoro parziale con la tecnica del primo procedimento. Quest'ultimo calcola, mediante semplici relazioni matematiche e grafici, il livello medio di
emissione Lm.e come segue:
(25) Lm.e = Lm + DLstro + DLv + DLk + DLstg
dove: Lm<25
> = 36,8 + IO*log[M(l + 0,082*p)]
Lm<25> =livello medio lungo una strada lunga e diritta a 25 metri dal centro della carreggiata più vicina e 4 m sopra il piano stradale, con asfalto liscio, velocità massima di l 00 Km/h (80 Km/h per i veicoli pesanti) e propagazione libera
M = portata oraria dei veicoli (v/h) p = percentuale di veicoli pesanti(> 2,8 ton) DLstro = correzione per il tipo di pavimentazione (tabellata) DLv = correzione in funzione di velocità massime diverse (da diagramma) DLk = correzione per disturbo alla circolazione causato da semaforo (tabellata) DLstg = correzione per la pendenza della strada (tabellata).
Nel caso si abbiano dati più dettagliati sul traffico, come le velocità massime dei veicoli leggeri e pesanti, si può calcolare il livello medio di emissione con una formula più articolata. Noto il valore di Lm,e si può calcolare il livello medio ricevuto Lm con la relazione:
dove: DLs = correzione per effetto distanza DLb = correzione per effetti di diffrazione, riflessione e attraversamento di boschetti
Il metodo di calcolo R. L. S. -81 fornisce, in genere, risultati con valori superiori a quelli sperimentali anche perchè è un procedimento cautelativo per la previsione dell'impatto ambientale e per il dimensionamento delle barriere antirumore. E' stato però riscontrato che i risultati si avvicinano a quelli sperimentali al crescere del dettaglio circa i dati relativi al traffico veicolare. Non è invece concepito per prevedere correttamente il livello sonoro a breve distanza dalla strada.
183
Metodi manuali
Metodo OAL. Austria
n metodo in esame è contenuto nelle "Direttive Generali Austriache" OAL n°23 dello Maggio 1983 ed è teso alla determinazione dei parametri utili alla progettazione di misure per la limitazione degli effetti del rumore da traffico.
n rumore viene valutato in livello sonoro continuo equivalente ponderato tramite la curva "A"; il punto di emissione è posto ad un'altezza di 0,5 m da terra lungo la linea di riferimento costituita dall'asse stradale. Come punto di immissione viene considerato il centro di una finestra: per le aree libere è ipotizzato a l, 5 metri da terra mentre per aree costruite a 3 metri dal suolo.
La norma di cui sopra indica le modalità di calcolo da seguire nel caso di strada lunga, rettilinea ed omogenea~ in caso contrario, la strada viene suddivisa in tratti brevi contenuti in un angolo di vista che non superi i 3 O gradi.
La relazione fornita per il calcolo del livello sonoro previsto è del tipo:
Leq = 32 + lO*logMSVL+KR+KS+KF+KL+KG+KK-KE-KW-KH
dove: MSVL =portata oraria dei veicoli (v/h) KR = correzioni per riflessioni multiple KS = correzione per la percentuale di traffico pesante KF = correzione per la qualità del fondo stradale KL = correzione per l'inclinazione della strada rispetto all'orizzontale KG = correzione per la velocità KK = correzione per l'influenza degli incroci KE = correzione per le distanze diverse da 25 metri KW = coefficiente da inserire nel caso di tronchi di strada KH = correzione per l'attenuazione introdotta da schermi.
Il metodo OAL presenta alcuni limiti che si possono così sintetizzare: - non consente di affinare il risultato pur in presenza di un pregevole dettaglio dell'articolazione
del flusso veicolare;
184
Modelli di previsione del rumore
- mancano termini correttivi che tengano conto delle condizioni meteorologiche, dell'assorbimento più o meno accentuato da parte del terreno e della presenza di eventuali ostacoli di altezza moderata;
- manca una differenziazione tra le velocità dei veicoli leggeri e di quelli pesanti.
Il modello perciò pur essendo semplice e lineare nella metodica di calcolo non tiene conto di molte variabili che si possono presentare sul territorio.
Modello di Prabhu e Chakraborty
B.T.S. Prahbu e R.L.M. Chakraborty hanno sviluppato un modello matematico per la previsione dei livelli mediani diurni (8.00-20.00) in base ai valori rilevati in 150 siti distribuiti nell'area urbana di Calcutta.
Il modello è di tipo additivo senza interazione tra le variabili e consente il calcolo del livello statistico L10 mediante una combinazione lineare di tre parametri: a) utilizzazione prevalente del territorio distinta in 5 categorie (residenziale, istituzionale, industriale, commerciale, commerciale-pubblico); b) la densità demografica, distinta in tre categorie (bassa, media, alta); c) la tipologia della viabilità stradale interessata, distinta in tre categorie (strada locale, strada
di distribuzione, strada principale); espressa in forma analitica dall'espressione:
LA,to =Bo+ BtXt + ... + BuXn
dove Bo-B 11 sono i coefficienti di regressione lineare valutati mediante il metodo dei minimi quadrati e Xo-X11le variabili di predizione che possono assumere valore unitario o nullo. Il coefficiente Bo, in particolare, rappresenta il livello di rumore mediano nominale predetto ed i Bi le correzioni da apportare per tenere conto della realtà urbanistica. Il modello è particolarmente sensibile alle variazioni del parametro viabilità. Su questa base è stato sviluppato un modello di previsione del rumore urbano applicandolo al centro di Palermo che apporta alcune modifiche al modello suddetto. E' stato scelto il livello LAeq come descrittore del grado di esposizione al rumore ambientale. Le modifiche introdotte riguardano alcuni punti: - le variabili Xi non sono più nulle o con valore unitario, ma gli si attribuisce un codice; - il parametro urbanistico della classe di tipologia viaria è stato sostituito con quello fisico
rappresentato dal numero totale normalizzato dei veicoli circolanti TN assunto pari a L +SP dove L e P sono rispettivamente il numero totale dei veicoli leggeri e di quelli pesanti;
185
Metodi manuali
- i valori di TN diurno e notturno sono stati suddivisi in cinque intervalli progressivi (categorie) ottenuti adottando una scala logaritmica.
L'equazione di Prabhu e Chakraborty viene così sostituita:
dove X~, X2, X3 rappresentano i codici da attribuire a ciascuna delle tre classi di parametri in corrispondenza dei singoli siti urbani.
Si ottengono così due equazioni, una per il periodo diurno (6.00-22.00) ed una per quello notturno (22.00-6.00) con i coefficienti Bi calcolati mediante le analisi sperimentali.
Modello M. Coppi. F. Cotana. A. Presutti
n metodo consente una previsione di massima dei livelli sonori indotti nelle aree circostanti un'arteria stradale e viene definito basandosi sui rilievi statistici di percorrenza effettuati dall'ANAS sulla rete Nazionale. Utilizzando tali rilevamenti vengono individuati dei coefficienti di pesatura delle varie sorgenti sonore che consentono di determinare una sorgente sonora equivalente caratteristica dell'arteria. La potenza sonora della sorgente equivalente è determinabile con la formula:
S L PcNP. eq= l r, ;N
dove: Pi =potenza sonora della i-esima sorgente; c = coefficiente di correzione che tiene conto della velocità di percorrenza; Npi = numero di passaggi di ogni singola categoria di autoveicoli; N =numero di passaggi totali (T.G.M.).
La sorgente equivalente così individuata può essere concentrata in un punto dell'asse stradale e perciò si assume un tipo di propagazione sferica. Per tener conto del numero di passaggi, si sono individuati dei tratti stradali (moduli), di lunghezza opportuna, funzione del numero di passaggi. Nel baricentro di ciascun modulo si è concentrata la sorgente equivalente. n livello sonoro al ricevitore sarà perciò funzione del numero di moduli (e quindi di sorgenti equivalenti) compresi nel tratto di strada considerato.
186
Modelli di previsione del rumore
La sovrapposizione degli effetti dei singoli moduli consente di ottenere il valore della pressione sonora nel punto di ricezione.
La verifica del modello con i dati sperimentali dimostra la sua sufficiente attendibilità per le aree adiacenti le arterie autostradali, quando la conformazione del terreno circostante è pianeggiante e la vegetazione è di basso fusto.
Modello Pisani
Il metodo in esame è stato messo a punto da R. Pisani, già direttore del Dipartimento di Acustica dell'Istituto Elettrotecnico Nazionale "Galileo Ferraris" di Torino, in seguito a numerosi studi ed approfondimenti sull'argomento.
Il modello si basa su estese campagne di misurazioni in diverse ore della giornata per acquisire informazioni sulla ralazione esistente tra rumore e flusso di traffico locale a parità di condizioni ambientali. In tal modo si ottengono i livelli di rumore per specifiche situazioni di traffico, necessari per la taratura del modello di previsione.
I dati rilevati (sia di traffico che di rumore), sono organizzati in una banca dati e raggruppati per tipologie di situazioni viarie, di distanza dalla carreggiata e di carico di traffico. Mediante algoritmi statistici di regressione lineare si tarano i valori dei parametri del modello. Quest'ultimo produce, per ogni punto di misura, una tabella in cui sono riportati i livelli misurati insieme ai parametri Q (portata oraria di veicoli) e p (percentuale di mezzi pesanti) conteggiati. Nella seconda parte della tabella è riportato il livello equivalente, per ciascuna ora del giorno e della notte, al volume di traffico (Q, p) ipotizzato ed alla distanza (d) dal ciglio della strada. Viene poi calcolato il livello equivalente diurno Leq,d e notturno Leq,n e quello giorno/notte Leq,dln·
Il calcolo di previsione del livello equivalente Leq è rappresentato dalla seguente espressione:
Leq = a*log[A(v)]+b*log[B(Q)]+c*log[C(p)]+d*log[D(d)]+ IO*log[a/180]+Ki dove:
v = velocità media dei veicoli Q = portata oraria dei veicoli p = percentuale di mezzi pesanti d = distanza tra sorgente e ricevitore
187
Metodi manuali
a. = angolo sotteso dal ricevitore e dal segmento di strada utile Ki = termine correttivo per le diverse tipologie del tracciato a,b,c,d = coefficienti di regressione lineare individuabili mediante i dati sperimentali.
Metodo B. Buna e L. Vereb
Tale metodo è finalizzato al calcolo delle variazioni dei livelli di rumorosità causati dalla "popolazione veicolare" futura di una regione in rapporto alla presente popolazione.
Nel modello sono usati i seguenti parametri: - cambiamento del numero di veicoli - introduzione di nuovi veicoli più silenziosi -stato di usura dei veicoli.
n primo parametro è utilizzato per calcolare l'aumento di rumorosità dovuto all'incremento del numero di veicoli espressa mediante:
dove: L\ Leq = l O*logN/No
N = numero di veicoli nell'anno della previsione No = numero di veicoli nell'anno di riferimento.
L'introduzione di veicoli nuovi e meno rumorosi produce una diminuzione del livello sonoro valutata mediante il rapporto tra il livello equivalente, generato nell'anno di riferimento dai veicoli leggeri e pesanti presenti nel traffico, ed il livello equivalente nell'anno di previsione prodotto dalla nuova composizione veicolare di cui fanno parte i veicoli che producono minori emissioni sonore; tale relazione è rappresentata da:
l Meq =l O·log-----=----------~ [ ( 1-p) ·l QO,l(Ll-.d) +p ·l QO,l(Ll+x-x2)]
l+z·~~--~------------~~ [(1- p)·lOo,l-Lt + p·lOo,t(Ltu)]
dove: x = differenza tra emissione sonora dell'automobile e dell'autocarro medi x1 = riduzione del livello di rumore delle nuove automobili 'S = riduzione del livello di rumore dei nuovi autocarri p = percentuale di veicoli pesanti
188
Modelli di previsione delromore
z = percentuale di veicoli nuovi meno rumorosi L1 = livello sonoro equivalente di un'automobile media per un periodo di l ora alla distanza e
nell'anno di riferimento.
Lo stato di usura dei veicoli produce un aumento della rumorosità degli stessi nel tempo che può essere rappresentato mediante una relazione lineare del tipo:
AL=c*t
dove: c= "velocità" di aumento del rumore [dBA/anno] t = tempo di uso del veicolo (anni).
La velocità di deterioramento è diversa per automobili ed autocarri e perciò ha senso scegliere diversi periodi di vita per i veicoli delle diverse categorie. Poichè i dati sia passati che futuri sono spesso disponibili sotto forma di serie temporali, l'espressione del modello che calcola la variazione del livello sonoro nel tempo sarà rappresentata da una sommatoria, combinazione delle relazioni su citate:
n
L(k,t) l!Leq( t)= l O·log-n=k=I:....__
L(k,fref) k=l
t
dove: S(k, t)= l:q(k,j)·l0°'1[Ax(k,J)+(t-J)·c(k))
j=t-T(k)
dove: k = numero di categorie veicolari t = anno di previsione J = anno presente trer = anno di riferimento q(kj) =numero di nuovi veicoli della k-esima categoria introdotti nelj-esimo anno
~x (kj) =L (k,j)- L (1, to)
L(k,j) = livello sonoro del veicolo rappresentativo della k -esima categoria nel j-esimo anno L(l,to) =livello sonoro del veicolo rappresentativo della prima categoria (automobili) nell'anno
di partenza c(k) =quota annuale di aumento della rumorosità causata dall'età del veicolo nella k-esima
categoria.
189
Metodi manuali
Tali equazioni sono valide per la "popolazione" totale dei veicoli in un'intera regione. Se si vogliono applicare ad una zona circoscritta è necessario introdurre parametri di traffico e percentuali di mezzi pesanti locali.
I tre metodi seguenti sono tra i più sofisticati nell'ambito dei codici manuali.
Metodo CETUR (Centre d'Etudes des Transports Urbain) - France
n metodo è stato realizzato dal CETUR con il patrocinio dei Ministeri dell'Ambiente e dei Trasporti francesi.
n CETUR oltre al metodo dettagliato che vedremo di seguito, ne propone anche uno semplificato per valutazioni di larga massima. Quest'ultimo determina il valore medio annuale del livello sonoro nelle ore diurne a due metri dalla facciata di un edificio utilizzando una formula analitica funzione della portata oraria del traffico leggero e pesante, della velocità media dei veicoli, della larghezza della carreggiata, della distanza del ricevitore dal bordo della strada e dall'angolo di vista del tratto di strada. Il limite principale è rappresentato dall'impossibilità di tener conto di fattori come il tipo di sezione stradale o le caratteristiche del terreno e dall'inapplicabilità a distanze tra sorgente e ricevitore superiori a 150 metri. Risulta perciò preferibile l'utilizzo del metodo dettagliato che calcola la previsione del LAeq prodotto dal traffico sia in spazi aperti che in ambito urbano.
Il metodo si basa sulla valutazione del livello di pressione sonora corrispondente ad un'isofona di riferimento t•> . Il livello sonoro continuo equivalente, sull'isofona di riferimento, vale:
LAeq = (L w- l O*logv - 50)+ l O*logQ =E + l O*logQ
dove: L w = livello di potenza sonora di un veicolo Q = portata oraria dei veicoli v = velocità dei veicoli in km/h
E = (L w - l O*logv - 50) = emissione sonora in dBA.
[dBA]
<""> L 'isofona di riferimento é quella superficie fittizia o reale passante per tutti i punti dove il livello sonoro LAeq é uguale a quello esistente in un punto situato a 30m dal bordo della strada ed a 10m sopra il piano della carreggiata, nel caso di una via rettilinea, a bordi senza ostacoli, con traffico costante, su un suolo molto riflettente.
190
Modelli di previsione del romore
ll livello di emissione E è quello percepito sull'isofona di riferimento dovuto al flusso di un veicolo all'ora nelle condizioni di campo libero e con angolo di vista di 180 gradi. I valori di E sono riportati in abachi suddivisi per tipi di veicoli (pesanti o leggeri), in funzione
della fluidità del traffico e della pendenza della strada.
Dopo aver calcolato il livello LAeq sull'isofona di riferimento, si determina LAeq nel punto desiderato apportando opportune correzioni in funzione della distanza dal bordo della strada, dall'assorbimento del terreno, della larghezza della carreggiata, che si ricavano da abachi. Un'ulteriore correzione si apporta in funzione dell'angolo di vista.
La relazione finale perciò diventa:
LAeq =E+ lO*logQ + 10*log(9ht) +D
dove: Q = portata oraria dei veicoli e = angolo di vista in gradi D = coefficiente correttivo ricavato da abachi.
[dBA]
Dopo aver calcolato i livelli sonori relativi ai veicoli leggeri (Lt) e pesanti (Lp), si può determinare il livello complessivo di pressione sonora di previsione nel punto considerato:
LAeq =10-log 1010 +lOio ' ( IJ Lp) [dBA]
Si può concludere dicendo che il metodo CETUR è un buon modello di previsione per i punti lontani dalla strada, oltre l'isofona di riferimento, e per i punti più lontani dal terreno. Non è invece abbastanza preciso nella stima del livello sonoro nei punti più vicini e più bassi. Inoltre un punto di incertezza è la corretta valutazione dell'efficacia schermante di certi ostacoli naturali o comunque non regolari ed il fatto di non tener conto dell'influenza del vento e degli effetti della temperatura.
Metodo dell'Ontario Ministry of Transportation and Communications, Canada (OMTC)
Questo modello è frutto di innumerevoli esperimenti effettuati sul territorio dell'Ontario e perciò è ben applicabile alla realtà americana.
Un'analisi di correlazione multipla ha permesso di ricavare i coefficienti moltiplicatori, le grandezze da cui dipende il livello equivalente medio e la costante correttiva.
La relazione analitica che si è ottenuta è la seguente:
191
Leq = 0,21 *v+10,21 *log(Qt+6*Qp)-13,9*logd+49,5
dove: v = velocità media dei veicoli Q1 = portata oraria dei veicoli leggeri Qp = portata oraria dei veicoli pesanti d = distanza del ricevitore dall'asse stradale
Metodi manuali
[dBA]
49,5 = somma dei coefficienti correttivi legati a fattori come l'altezza da terra del ricevitore, l'assorbimento e la riflessione del terreno, il tipo di manto stradale, l'influenza del vento e della temperatura.
Quest'ultimo coefficiente (49,5) può essere fonte di critica perchè presuppone una costanza ed omogeneità della morfologia, del clima e della tipologia stradale della zona, cosa che pare alquanto improbabile. E' meglio perciò lasciare variare il fattore correttivo a seconda delle condizioni di studio.
Metodo di Cannelli-Gluck-Santoboni (CNR)
Anche questo modello è il risultato di analisi di dati sperimentali. Questi ultimi sono stati condotti in Italia ed hanno portato ad una metodologia che è già stata sperimentata in Germania ed è stata adottata alla nostra realtà.
Il modello calcola il livello energetico medio Leq in dBA ipotizzando il flusso veicolare come una sorgente lineare continua concentrata sulla mezzeria della strada. L'espressione matematica che definisce il modello è:
Leq =a.+ lO*log(Qt + f3 Qp) + lO*log(dJd) + LiALi dove: Q1 = portata oraria dei veicoli leggeri Qp = portata oraria dei veicoli pesanti d = distanza in metri dal punto di osservazione della mezzeria stradale do =25m LiALi = coefficienti di correzione composti da:
[dBA]
ALv = coefficiente di correzione che tiene conto della velocità dei veicoli ALr e ALb = coefficienti di correzione relativi alle riflessioni del suono sulla facciata
vicina e su quella del lato opposto al punto di osservazione ~s = coefficiente di correzione che tiene conto del tipo di manto stradale ~8 = coefficiente di correzione relativo alla pendenza della strada
192
Modelli di previsione del rumore
ALvi, = coefficiente di correzione per la presenza di semafori e velocità di deflusso
molto basse.
I coefficienti a. e f3 sono variabili e dipendono dalle caratteristiche dei veicoli e dalle abitudini di guida delle persone. Gli esperimenti di cui sopra hanno portato alla definizione di a e P per cui la relazione assume l'espressione seguente:
Leq = 35,1+10*log(Qt+8Qp)+lO*log(dJd)+ ALv +ALt-+ &b + LlLs + &g +&vb [dBA]
Una successiva applicazione del suddetto modello alla città di Bologna ha messo in evidenza la scarsa applicabilità dello stesso alla peculiare realtà della città: vie strette, portici, svariati tipi di pavimentazione, flusso veicolare ordinato, quasi assenza di veicoli pesanti. Nel caso di Bologna, una vasta campagna di rilievi ha condotto ad una modifica della formula su citata che tiene conto delle particolari condizioni in cui versa la città. Ciò mette in evidenza quanto sia difficile ottenere una validità generale del modello che perciò deve essere tarato per le specifiche realtà locali.
4.2 Modelli fisici in scala
I modelli fisici in scala sono in grado di riprodurre con elevato grado di dettaglio specifiche situazioni territoriali e sono, come già detto, piuttosto costosi.
Modello M.I.T.-R.A.N.N.
Richard H. Lyon, professore di Ingegneria Meccanica al M. I. T. (Massachusetts Institute of Technology) ha sviluppato, con il supporto del National Science Foundation's R.A.N.N. Program (Research Applied to National Needs), un sistema prototipo per studiare la propagazione del rumore.
Tale modello acustico consiste (fig.4.1) di una sorgente sonora comandata da un dispositivo che emette un suono netto e impulsivo della durata di circa 50 microsecondi. Questa onda sonora, che contiene un vasto spettro di frequenze, si propaga attraverso il modello ed è ricevuta da un piccolo microfono di cristallo e poi amplificata. Successivamente passa attraverso un filtro che ne aumenta lo spettro sonoro per farla corrispondere alla realtà. In molti casi le misure dovrebbero essere lette secondo una curva di ponderazione A che è tipica del rumore da traffico. n segnale ricevuto, filtrato ed amplificato è passato poi in un sistema processo re/ display che prima lo rettifica e poi compie una media a breve tempo od un'integrazione totale del segnale.
193
Modelli di calcolo automatico
La media attenua il segnale in modo da mantenere le variazioni di tempo nell'intensità del suono cosicchè gli impulsi del suono individuale possono essere distinti quando arrivano al microfono. L'integrazione addiziona l'energia del segnale per le varie traiettorie e fornisce una simulazione del rumore in condizioni costanti. Per verificare che tale sistema di modellizzazione acustica corrispondesse alla realtà sono stati condotti due esperimenti in scala reale nel campus del M. I. T. ed in seguito è stato costruito un modello in scala 1:50 dove sono state fatte misure nei luoghi che corrispondevano alla sorgente ed al ricevitore dell'esperimento in scala reale. I risultati ottenuti hanno dimostrato che il modello può fornire buone predizioni del livello sonoro atteso.
4.3 Modelli di calcolo automatico
La struttura dei codici di calcolo automatico per la prevtstone del rumore da traffico è costituita dai seguenti blocchi di funzioni:
descrizione topografica del territorio con indicazione dei punti ricettori e degli eventuali schermi naturali od artifi.ciali interposti fra sorgente e ricettore; inserimento territoriale della sorgente di emissione con indicazione della tipologia costruttiva (in trincea, a livello, in viadotto o rilevato, ecc.);
Fig. 4.1 Schema del modello
194
Modelli di previsione del rumore
- caratterizzazione sonora della sorgente (portata veicolare, velocità di scorrimento, tipo di andatura, ecc.);
- analisi della propagazione del suono nello spazio tenendo conto dell'attenuazione dovuta alla distanza ed all'assorbimento del terreno e dei fenomeni di riflessione e diffrazione da parte degli ostacoli;
- restituzione dei risultati. L'analisi dell'interazione acustica tra sorgente e ricettore richiede una descrizione sufficientemente dettagliata della topografia del territorio interessato che deve fornire al metodo di calcolo le seguenti informazioni:
- localizzazione dei punti ricettori in cui si vuole calcolare l'indicatore di impatto sonoro (livello equivalente Leq o livello statistico);
- rappresentazione della linea di emissione; si possono considerare più linee di emissione distinte valutando per sovrapposizione l'effetto cumulato;
- individuazione di ostacoli frapposti tra sorgente e ricevitore oppure di superfici riflettenti.
L'entità dell'emissione sonora da parte di una via di comunicazione stradale dipende dai seguenti fattori: -composizione e portata del traffico; -velocità di scorrimento; - tipo di andatura.
L'analisi di propagazione del suono tiene conto dei seguenti fattori: - distanza e angolo di vista tra sorgente e ricettore; - attenuazione dovuta all'assorbimento da parte della aria; - attenuazione dovuta all'assorbimento da parte del suolo.
Tra i modelli sul rumore disponibili come software vi sono lo Stl-86 svizzero, lo Stamina americano ed il CETUR dettagliato francese, che sono stati sviluppati specificatamente per il calcolo del rumore prodotto dal traffico, mentre ve ne sono altri che si riferiscono al rumore prodotto dagli impianti industriali, anche se possono essere utilizzati per la determinazione di quello causato dal traffico.
Programma Stl-86- EMPA Svizzera
Il codice Stl-86 (Strassen-Larm-86) è stato messo a punto in Svizzera dal Laboratorio Federale di Prova dei Materiali ed Istituto Sperimentale (EMPA) su richiesta dellUfficio Federale per la
195
Modelli di calcolo automatico
Protezione dell•Ambiente (OFPE), come strumento di previsione del rumore da traffico stradale per studi di impatto ambientale e progettazione di opere di protezione acustica.
Si tratta di un programma di media complessità fornito in due versioni: una utilizzabile su personal computer, di costo molto contenuto, l'altra, più complessa, disponibile per elaboratori di maggiori dimensioni (minicomputer della serie V AX).
Il codice utilizza come indicatore di disturbo il livello equivalente continuo In dBA e comprende tre moduli distinti:
- DATAUF per la preparazione e memorizzazione su file dei dati di calcolo; - DATW AHL per la selezione dei gruppi di dati da utilizzare nell'applicazione considerata; - STRASSE per il calcolo acustico vero e proprio.
La determinazione del Leq avviene attraverso una serie di successive correzioni del valore di Leq calcolato in un punto a distanza prefissata dalla sorgente e considerato come valore di riferimento.
L'algoritmo di calcolo comprende le seguenti fasi: l) calcolo di Leq, nel caso di ricettore posto alla distanza di l m che vede la sorgente sotto un
angolo di 180° e senza ostacoli interposti, con la relazione:
3 Leq = A+IO*log[[l+(v/50) ]*[I+B*~ *[1-v/ISO))]+IO*logM
dove: A e B= costanti empiriche (A=42; B=20) v = velocità media dei veicoli in Km/h ~ = rapporto tra veicoli pesanti e veicoli totali M= valore medio del flusso veicolare nel periodo considerato espresso in veicoli/ora;
2) correzione tramite un fattore k=(p-3)/2 per pendenze p superiori al 3%; 3) correzione per la distanza S e per l'angolo <l> con il quale la sorgente è vista dal ricettore; 4) attenuazione dovuta all'aria; 5) attenuazione dovuta al suolo; 6) correzione per la presenza di ostacoli nel campo esaminato.
Le previsioni risultano poco attendibili per i punti di ricezione situati m altezza dove interagiscono in maniera più marcata gli effetti dovuti alle condizioni meteorologiche locali (gradienti termici e direzione ed intensità dei venti).
196
Modelli di previsione del rumore
Comunque, analisi sperimentali hanno dimostrato che i risultati ottenuti con il metodo di simulazione sono sufficientemente aderenti ai valori misurati sperimentalmente.
Programma Stamina FHW A - USA
Il programma Stamina è frutto di un decennio di ricerche finanziate dalla F ederal Highway Administration (FHW A) ed è l'unico strumento di previsione approvato negli USA per l'uso nei progetti con finanziamento federale.
Tale modello è costituito da due codici: ST AMINA per il calcolo della diffusione nell'atmosfera delle onde sonore e OPTIMA per la verifica dell'efficacia e per il dimensionamento delle barriere antirumore. Per il codice STAMINA la sorgente è schematizzata come una linea teoricamente infinita e rettilinea, ma discretizzabile; in caso di discretizzazione della sorgente è necessario che la lunghezza del tratto sia tale da non risentire degli effetti al bordo. Per ogni tratto discretizzato di sorgente il programma calcola il contributo fornito al livello sonoro del ricettore ed evidenzia i tratti per i quali tale contributo è insignificante (stabilito di default in 40 elBA).
Il programma inoltre lavora con entità tridimensionali considerando per ogni elemento la sua posizione planimetrica ed altimetrica rispetto ad un'origine prestabilita.
Il programma può trattare le infrastrutture stradali secondo tre ipotesi: - assimilare la strada ad una sorgente lineare posta al centro della sezione infrastrutturale e con
un volume di traffico corrispondente al totale delle due direzioni di marcia; - assimilare la strada a due sorgenti parallele simulanti le due direzioni di traffico con i volumi
divisi per verso di percorrenza ed ubicati al centro delle due carreggiate; - assimilare la strada ad n sorgenti se n è il numero delle corsie che la compongono.
In quest'ultimo caso è necessario avere oltre alla disaggregazione del traffico per componenti anche quella per corsie. Si può inoltre simulare il tipo di corpo stradale in esame (trincee, rilevati, etc.). Esiste poi un elevato numero di parametri correttivi che tengono conto della scala di riferimento che si vuole adottare, dell'altezza di emissione del rumore a seconda del tipo di veicolo, del tipo di superficie/terreno esistente tra sorgente e ricettore, di fattori correttivi imputabili al ricettore stesso. ll modello esaminato presenta il limite di non tener conto della temperatura, della direzione e velocità del vento e dell'umidità relativa. Sovrastima inoltre i livelli di rumore nelle immediate
197
Modelli di calcolo automatico
vicinanze della sorgente di rumore, ma questo risultato si attenua salendo in altezza. I risultati per i ricettori più lontani sono invece più che soddisfacenti.
Programma CETUR (Centre d'Etudes des Transports Urbain) -Francia
TI metodo di calcolo CETUR è usato in Francia da diversi anni ed ha anche avuto una certa diffusione in Italia. Si è visto in precedenza il metodo dettagliato "manuale" mentre i codici di calcolo funzionanti su elaboratore sono disponibili presso il CETUR ed il CSTB (Centre Scientifique et Technique du Batiment) in Francia. Un programma funzionante su personal computer è in corso di sviluppo. I principi di funzionamento sono però analoghi a quelli già descritti per l'omonimo metodo manuale.
Modello MITHRA
Questo modello è stato definito da J.M. Rapin del Centre Scientifique et Technique du Batiment (CSTB) di Grenoble.
Il programma :MITHRA si basa su un metodo originale di ricerca dei tragitti acustici tra un ricettore e la sorgente di rumore.
Questo modello è stato usato per lo studio di una cinquantina di progetti e di studi del rumore prodotto dal traffico in ambiente urbano ed è stato confrontato con misure condotte in situ e su modellini in una dozzina di casi; è operativo dalla metà del 1987.
Il programma è costituito dai seguenti moduli: - modulo di raccolta dei dati e loro controllo: digitalizzazione del sito, inserimento dei punti
ricettori e delle caratteristiche del traffico; - modulo di ricerca dei tragitti esistenti tra un punto ricettore e la linea di sorgente e calcolo
acustico; - modulo di stampa dei risultati.
Il modulo di input dei dati è definito da: - la topografia; - gli edifici di qualsiasi forma, rappresentati da elementi di pareti verticali e piane;
198
Modelli di previsione del rumore
- la viabilità: elementi lineari di sorgenti definite da una potenza lineare dipendente dalle caratteristiche del traffico;
- le protezioni che possono essere degli schermi diritti o delle collinette di terra. Questi elementi sono definiti da segmenti e sono codificati per mezzo di un digitizer formato AO.
In seguito i programmi di controllo permettono una verifica precisa dei dati raccolti sia in maniera grafica, per la visualizzazione di sezioni trasversali scelte dall'utente o per visualizzazioni tridimensionali, sia per la stampa di schede contenenti le altezze utili (edifici, schermi, ricettori). n modulo di calcolo acustico esiste in due versioni: - una versione interattiva che permette di visualizzare, durante il calcolo, le traiettorie dei
raggi tra sorgente e ricettore e di calcolare, per ogni raggio, il contributo acustico; - una versione "batch" che è utilizzata quando il calcolo deve essere realizzato per un insieme
di ricettori sia per fornire risultati globali sui punti di una facciata di un edificio scelto dall'utente che su una maglia regolare nello spazio per tracciare la mappa del rumore.
Il modulo di stampa dei risultati è realizzato sotto forma di tabelle di valori o di mappa del rumore. Nella versione interattiva, il programma consente di ottenere, per un dato ricettore, il cammino di propagazione più penalizzante ed il contributo acustico di tronchi stradali con schermi. E' possibile inoltre mettere in evidenza l'insufficienza di un progetto sul piano acustico e di ottimizzare il dimensionamento degli schermi. I confronti tra i calcoli e le misure hanno permesso di evidenziare che il programma MITHRA si adatta bene alla previsione del rumore da traffico tanto in un tessuto chiuso, come quello dei centri città densamente edificati, che in tessuti aperti con vasti spazi tra gli edifici.
Programma ITST2
La volontà di sviluppare in Italia un modello di calcolo per la valutazione dell'inquinamento acustico da traffico stradale ha portato alla collaborazione tra Modulo Uno e V anderbilt University (Nashville, TN, USA), che si è concretizzata in un contratto di ricerca congiunto.
Dopo un esame dei modelli previsionali esistenti è stato deciso di assumere come riferimento il modello STAMINA 2.0 (vedi sopra) adottato negli Stati Uniti dalla Federai Highway Administration e di verificarne la compatibilità con la realtà autostradale europea e soprattutto italiana.
199
Modelli di calcolo automatico
n nuovo modello è stato denominato ITST2 (Italian Stamina 2.0) e comprende già le varianti relative alla caratterizzazione del traffico mentre sono ancora oggetto di studio quelle relative alla propagazione.
n programma ITST2 consente di valutare in un punto ricevente il livello di pressione sonora, espresso in termini di livello equivalente ponderato A, dovuto al traffico fluente su un'autostrada o su un'arteria a scorrimento veloce. Quest'ultima viene rappresentata da un segmento o insieme di segmenti su cui il traffico è simulato da diversi insiemi di sorgenti puntiformi uniformemente distribuite, uno per ogni classe di veicoli. Le sorgenti sono caratterizzate dal livello di emissione sonora di riferimento, funzione della velocità e del flusso di veicoli per ogni classe. Il livello sonoro in un punto ricevente è calcolato in base al valore del livello sonoro di riferimento, misurato e poi corretto per tener conto della geometria della sorgente, del sistema sorgente-ricevitore e della topografia del sito. Attualmente il programma prevede tre classi di veicoli: automobili, camion leggeri e camion pesanti. I termini utilizzati per il calcolo del Leq sono: - livello di emissione sonora medio energetico di riferimento (Loe ); - fattore correttivo per le condizioni di traffico; - fattore correttivo per la distanza; - fattore correttivo per la lunghezza finita della sorgente; - fattore correttivo per la presenza di elementi schermanti.
Per verificare l'attendibilità del modello sono state esguite misure di livello sonoro in diversi siti in prossimità delle autostrade Torino-Piacenza, Torino-Aosta e della tangenziale di Torino. I risultati hanno portato alla considerazione circa la necessità di modificare ulteriormente il modello per disporre di uno strumento di analisi più articolato e preciso dell'attuale e che però mantenga la semplicità di interfaccia con l'utente.
Programma GENERL
D modello di propagazione sonora in ambiente esterno GENERL ha comportato diverse attività che sono state divise tra coloro che lo hanno sviluppato. In particolare la messa a punto del modello di predizione della propagazione del rumore è stato iniziato dalla State Pollution Contro! Commission insieme all'Australian Environmental Council.
200
Modelli di previsione del rumore
La validazione in laboratorio e sul campo del modello, la determinazione delle costanti di propagazione sonora, lo sviluppo dei metodi per la raccolta dei dati sulle sorgenti del suono ed il monitoraggio sul rumore ambientale sono stati eseguiti dalla Commissione dal Dr. F. Fricke dell'Università di Sidney, come consulente. Il risultato di queste attività è il modello su calcolatore di predizione della propagazione sonora denominato GENERL (Generai Environmental Noise Extrapolation Ranking and Listing), composto di sette programmi scritti in linguaggio BASIC.
Il modello GENERL è basato sull'ipotesi che ogni sorgente di rumore può essere rappresentata da un punto, una linea od un piano che irradia energia sonora in tutte le direzioni come se fosse in un campo libero. Si assume inoltre che la propagazione del suono da una tale sorgente in qualsiasi altro ambiente che non sia un campo libero sarà affetta oltre che da diffusione di energia geometrica anche da altri fattori quali: - recinti o altri dispositivi di controllo del rumore; - direttività della sorgente; - assorbimento dell'aria; -barriere poste tra la sorgente ed il ricevitore (edifici, topografia); -presenza di terreno; - vento e gradienti di temperatura.
Il programma codifica le sorgenti di rumore e le condizioni di propagazione del suono e calcola il livello di pressione sonora causato da una o più sorgenti di rumore collocate in terreno chiuso od aperto ad una determinata distanza dalla sorgente.
Il modello è costituito da due parti strutturali: - modello "statico" che tratta delle sorgenti di rumore a stato costante; - modello nel "campo del tempo" che prende in considerazione la natura fluttuante delle
sorgenti di rumore.
Il modello, nella sua forma computerizzata, consiste di un pacchetto di sette programmi che seguono le funzioni del modello ed i passi consecutivi di uso dello stesso.
I primi tre programmi si occupano dell'immagazzinamento dei dati e degli inputs del modello; gli altri tre eseguono il calcolo e forniscono gli outputs. Un programma distinto compie le operazioni correlate alla parte del modello nel "campo del tempo 11
•
201
Modelli di calcolo automatico
Il modello fornisce come risultato i livelli sonori puntuali ed i profili di rumore di un'area di interesse sia per le sorgenti a stato costante che per quelle fluttuanti. Consente inoltre il tracciamento di mappe con i contorni topografici, sezioni verticali del terreno, grafici della potenza sonora, grafici storici del livello di pressione sonora della sorgente di rumore e dei livelli statistici L~, Lto, ~ ai ricevitori. Le rappresentazioni grafiche si possono avere sia su schermo che stampate tramite plotter.
Si può concludere affermando che i risultati sperimentali hanno dimostrato l'efficienza del programma nella predizione della propagazione sonora. L'accuratezza delle previsioni dipende molto dalla precisione dei dati sulle condizioni meteorologiche lungo il tragitto di propagazione del rumore. Il modello in questione è ancora in fase di test e di validazione; una versione aggiornata della parte "statica" è in fase di sviluppo nel linguaggio FORTRAN 77 per personal computers ffiM compatibili.
Metodo:MRA
Il modello :MRA è stato messo a punto dall'ing. Pisani (già citato) e dai suoi collaboratori. E' un metodo di calcolo deterministico dove le uniche grandezze valutate con l'analisi statistica sono i dati che caratterizzano le sorgenti sonore.
Il modello basa il calcolo del rumore sul principio di scomporre il flusso veicolare in singole unità ed in successivi fotogrammi. Ciò significa che il deflusso di un veicolo è considerato come formato da istanti successivi t in cui si trova in successive posizioni S, vede il ricevitore sotto successivi angoli ( 8) , è a successive distanze D dal ricevitore ed avrà successivi livelli sonori L.
Dopo aver ricavato i livelli sonori che giungono al ricevitore in una serie di istanti successivi, apportando le dovute correzioni in funzione della distanza tra sorgente e ricevitore, dell'assorbimento atmosferico, del tipo di terreno, della presenza di ostacoli, della velocità e direzione del vento, è possibile sommare tutti questi contributi energetici e fame la media rispetto al numero di istanti considerati, ottenendo così il livello equivalente in quel punto. Nel caso vi siano più sorgenti sonore (ossia più veicoli sulla strada) il livello sonoro al ricevitore in un certo istante sarà dato dalla somma logaritmica dei contributi di ciascuna sorgente, corretti in funzione dei parametri di cui sopra. Considerando una griglia di punti di ricezione si riesce a costruire la mappa del livello equivalente del rumore prodotto dal traffico su un'arteria stradale extraurbana.
202
CAPITOLO V
CONCLUSIONI
Conclusioni
Si è potuto notare come in letteratura esista una cospicua serie di programmi di calcolo per la previsione del rumore e dell'inquinamento atmosferico prodotti dal traffico stradale.
Tali programmi sono stati messi a punto da Istituti di ricerca di diverse nazioni europee ed extraeuropee sulla base di misure sperimentali ottenute in seguito a campagne di rilievi effettuate nell'ambito delle tipiche realtà di traffico esistenti nelle singole nazioni.
Anche in Italia sono stati sviluppati alcuni di questi metodi e condotti interessanti esperimenti soprattutto in aree urbane. Ciononostante non si è ancora riusciti ad ottenere una procedura di calcolo unificata ed applicabile nella gran parte delle diverse situazioni ambientali.
Ciò è dovuto alla esterna variabilità, nonchè numerosità, delle situazioni reali con cui si ha a che fare. E' difficile pensare di riuscire ad inglobare in un unico modello matematico tutte le variabili che si presentano in natura, ma soprattutto di codificarne il comportamento affinchè sia applicabile in casi generali.
I modelli matematici, infatti, sono soltanto approssimazioni con cui si tenta di simulare i processi dinamici ambientali la cui complessità è tale da rendeme difficile la rappresentazione nei minimi particolari.
La risposta di diversi gruppi di studiosi è, per il momento, rivolta alla ricerca delle metodologie di valutazione che siano in grado di fornire dei risultati che raggiungano una buona precisione, ma limitate ad ambiti ristretti.
TI modello può infatti anche raggiungere ragguardevoli risultati, ma ciò accade quando è rivolto a situazioni molto specifiche con confini territoriali ben delimitati.
Infatti la condizione maggiormente discriminante è quella del Paese in cui viene sviluppato il modello perchè le analisi vengono condotte per condizioni geografiche e veicolari locali e perciò non applicabili a diverse realtà territoriali.
Tali modelli, infatti, si basano generalmente sulla potenza sonora e sulle emissioni dei veicoli, sulla geometria del tracciato, sui parametri di attenuazione presenti in una particolare tipologia di zona e sulla climatologia locale. E' chiaro perciò che la potenza di rumore dipende dal parco veicoli di ogni Paese, dal tipo di manto stradale usato, dal modo di guida, etc., per cui diventa inopportuno applicare tali modelli in paesi diversi da quello in cui sono stati sviluppati.
204
Conclusioni
Un limite invece alla precisione dei risultati è dovuto al fatto che sono ottenuti dai dati di emissione sonora che risalgono a prima del 1980. In più di dieci anni, infatti, l'industria automobilistica ha fatto diversi progressi in tema di riduzione della rumorosità emessa dai veicoli.
Un altro limite comune a tutti i modelli è identificabile nel limitato numero di categorie veicolari (due o tre) prese in considerazione; a queste infatti corrispondono diversi valori di emissione sonora ed inquinante in funzione della velocità e del tipo di andatura.
Inoltre in nessun metodo viene data la distribuzione del traffico sulle diverse corsie per cui il livello sonoro emesso dai veicoli non ne è assolutamente influenzato. Se ciò può essere vero quanto più ci si allontana dalla strada, non lo è più su un'area ristretta, vicina alle sorgenti ed interessata, per esempio, da un'elevata densità abitativa. In tal caso per l'individuazione del livello sonoro sarà necessaria la conoscenza della distribuzione del traffico in ogni corsia.
Infine, nessuno dei programmi tiene conto esplicitamente dell'influenza delle condizioni meteorologiche e climatiche sulla generazione e propagazione del rumore, se non specificando i limiti all'interno dei quali si ritengano validi i risultati ottenuti.
Nonostante i limiti citati, molti dei modelli analizzati sopra sono comunemente utilizzat~ soprattutto nelle valutazioni di impatto ambientale e per analisi previsive della rumorosità causata dalle infrastrutture di trasporto. Se utilizzati nell'ambito di applicazione per cui sono stati studiati e con le dovute cautele possono fornire discreti risultati e, comunque, essere di supporto nelle decisioni indirizzate alla costruzione ed alla gestione delle infrastrutture di cui sopra.
205