Fig. 3.1) Mappa del Sud Italia con evidenziati i siti di osservazione.

 I valori più alti di concentrazione di PM₁₀ e PM_2.5 sono stati osservati nel sito di Napoli (50.8 ± 21.7 e 37.8 ± 18.0 μg/m³), seguono Lecce (32.7 ± 13.0 and 25.7 ± 11.6 μg/m³), Capo Granitola (23.2± 8.6 and 10.4 ± 2.6 μg/m³), Lamezia Terme (10.1 ± 3.8 and 7.2 ± 3.5 μg/m³) e Monte Curcio (3.4 ± 1.4 and 3.0 ±1.2 μg/m³). Il rapporto medio PM_2.5/PM₁₀ varia tra 0.68 e 0.82 e mostra che più del 68% del PM₁₀ è costituito da PM_2.5, inoltre le concentrazioni di PM₁₀ e PM_2.5 sono ben correlate tra di loro nei siti di Lecce (R² = 0.98), Napoli (R² = 0.95) e Lamezia Terme (R² = 0.88) indicando che le due frazioni derivano da sorgenti comuni e sono controllate da processi simili. Monte Curcio ha mostrato una correlazione di 0.77 ed un rapporto PM_2.5/PM₁₀ di 0.82 che sottolinea l’importante contributo della frazione fine al PM, probabilmente di origine long-range.

I risultati delle concentrazioni medie di TC, OC ed EC sono riportate nelle Tabelle 3.1 e 3.32. Le concentrazioni medie di OC contenute nel PM₁₀ e PM_2.5 variano da 0.9 μg/m³ a 12.8 μg/m³ e da 0.9 μg/m³ a 11.8 μg/m³, rispettivamente, mentre le concentrazioni medie di EC variano da 0.06 μg/m³ a 2.3 μg/m³ (in PM₁₀) e da 0.05 μg/m³ a 1.8 μg/m³ (in PM_2.5), mostrando una elevata variabilità tra sito remoto e sito urbano. I più alti valori di OC ed EC infatti sono stati osservati a Napoli e Lecce, maggiormente influenzati dalle emissioni primarie di sorgenti antropogeniche ed accompagnate da elevate quantità di composti organici volatili che, sotto condizioni meteorologiche favorevoli, agevolano la produzione di carbonio organico secondario (SOC). Concentrazioni più basse sono state rilevate a Lamezia Terme e Capo Granitola, non solo per la diversa influenza delle sorgenti emissive ma anche grazie all’effetto delle brezze marine che favoriscono la dispersione degli inquinanti. Le concentrazioni estremamente basse misurate a Monte Curcio sono in buon accordo con le condizioni troposferiche che caratterizzano questo sito remoto. La percentuale di TC contenuto nel PM (TC/PM) ha evidenziato valori più alti a Lamezia Terme (48% e 67%) seguita da Lecce (35% e 40%), Napoli (31% e 39%) e Monte Curcio (30% e 33%), mentre percentuali più basse sono state trovate a Capo Granitola (13% e 17%), nel PM₁₀ e PM_2.5  rispettivamente.

Fig. 3.2) Andamenti temporali  delle concentrazioni in massa di (a) PM₁₀ e (b) PM_2.5  corrispondenti a ciascun sito di misura durante la campagna. Le line tratteggiate orizzontali si riferiscono ai valori limite di PM₁₀ e PM_2.5 imposti dalla Direttiva Europea 2008/50 e suggeriti dal WMO.

Tabella 3.1) Concentrazioni medie di TC, OC, EC, e SOC (±STD) nel PM₁₀ insieme alle medie di OC/EC, TC/PM, OC/PM, EC/PM e SOC/PM per ciascun sito di misura.

Tabella 3.2) Concentrazioni medie di TC, OC, EC, e SOC (±STD) nel PM_2.5 insieme alle medie di OC/EC, TC/PM, OC/PM, EC/PM e SOC/PM per ciascun sito di misura.

Il rapporto OC/EC è stato utilizzato per quantificare il SOC prodotto in atmosfera in seguito all’ossidazione di composti organici volatili. Come riportato nelle tabelle, i valori medi ottenuti variano tra 0.4 e 7.6 μg/m³ nel PM₁₀ e tra 0.4 e 7.2 μg/m³ nel PM _2.5, occupando dal 37 al 59% della massa di OC nel PM₁₀ e dal 40 al 57% nel PM_2.5. Questi risultati mostrano che il SOC costituisce una importante frazione di PM in tutti i siti di monitoraggio. In particolare, le più alte percentuali di SOC osservate nei siti di Napoli e Lecce possono essere spiegate ipotizzando che in inverno le emissioni di precursori gassosi aumentano e che in combinazione con condizioni atmosferiche stabili e prolungati tempi di permanenza in atmosfera, i processi di ossidazione si possano intensificare favorendo la formazione di prodotti secondari.

[2] Inter-Comparison of Carbon Content in PM2.5 and PM10 Collected at Five Measurement Sites in Southern Italy, Dinoi, A., Cesari, D., Marinoni, A., Bonasoni, P., Riccio, A., Chianese, E., Tirimberio, G., Naccarato, A., Sprovieri, F., Andreoli, V., Moretti, S., Gullì, D., Calidonna, C.R., Ammoscato, I., Contini, D., 2017, Atmosphere 8, 243, http://dx.doi.org/10.3390/atmos8120243.

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Fig. 2.1) Sistema DOAS in dotazione all’osservatorio ECO I-AMICA di Lecce

 In Fig. 2.2 è riportata la variazione stagionale di NO₂ colonnare misurata dal sistema GASCOD/NG4-MIGE. Nel grafico sono anche riportate le misure analoghe effettuate dal satellite NASA OMI (Ozone Monitoring Instrument). I valori sono riferiti all’angolo solare zenitale (90°) all’alba (AM) e al tramonto (PM). Si può notare che le osservazioni PM sono sistematicamente più alte rispetto a quelle AM.

La variazione del rapporto AM/PM è dovuta essenzialmente all’attività fotochimica del NO₂ che viene prodotto durante il giorno mediante le seguenti reazioni:

N₂O₅ +hv –> NO₂ + NO₃                            NO + O₃ –> NO₂ + O₂

e rimosso durante la notte attraverso le seguenti:

NO₂ + O₃ –> NO₃ + O₂                                NO₂ + NO₃ + M –> N₂O₅ + M

La fotochimica è responsabile per il massimo ed il minino che si presentano, rispettivamente, in estate ed in inverno. Nel grafico sono riportate anche le misure analoghe effettuate dal satellite OMI. Allo stesso modo, la serie temporale di O₃ colonnare sia da NG4 sia da OMI è riportata in Fig. 2.3. Il periodo preso in considerazione è più breve rispetto a quello riportato in Fig. 2.2, per cui non si ha ancora una buona stima dell’andamento stagionale per O₃ che presenta il suo massimo valore in primavera ed il suo minimo in autunno.

Fig. 2.2)  Variazione stagionale di NO₂ colonnare misurata dal sistema GASCOD/NG4-MIGE.

Fig. 2.3) Variazione stagionale di O₃ colonnare misurata dal sistema GASCOD/NG4-MIGE

 Il DOAS si è evoluto in molti aspetti dalla sua nascita, a partire dalle misure in modo attivo, utilizzando una sorgente di radiazione artificiale posta ad una distanza nota dal sensore di misura (configurazione Open Path), per poter ottenere una misura di concentrazione della specie sul percorso. Un’altra modalità è quella passiva allo zenith, che utilizza come sorgente di radiazione la luce solare. In questa modalità si possono studiare i composti della bassa stratosfera da un punto di vista climatologico. Negli ultimi 10 anni è stata sviluppata la configurazione MAX-DOAS (Multi AXis-DOAS) che permette la misura, a diversi angoli azimutali del sistema di puntamento, del profilo di alcuni composti troposferici. Per la configurazione Open Path la misura della concentrazione lungo il cammino ottico è piuttosto semplice poiché conosciamo la distanza tra l’emettitore ed il ricevitore. Al contrario, nelle modalità passive (zenith-sky e MAX-DOAS) la misura della concentrazione delle specie analizzate deve passare da un modello di trasferimento radiativo per poter valutare la distanza percorsa dai fotoni prima di raggiungere il sistema spettrometrico. I valori ottenuti sono funzione dell’altezza del sole e della reale distribuzione dei composti atmosferici. Questo fattore geometrico (detto Air Mass Factor – AMF) corregge i dati in uscita dagli algoritmi del DOAS – le cosiddette Slant Column Densities (SCDs) – per poter ottenere le colonne verticali (VC) del tracciante selezionato. Inoltre gli AMF e le SCDs permettono di ottenere la distribuzione verticale dei principali assorbitori atmosferici, come per esempio il diossido di azoto (NO₂) e l’ozono (O₃).

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Lo studio, pubblicato su Science of The Total Environment [1], è stato svolto utilizzando i dati dell’Osservatorio Climatico-Ambientale (ECO,Figura 1.1) realizzato a Lecce nell’ambito del progetto PON I-Amica (www.i-amica.it).

Fig. 1.1) L’Osservatorio Climatico-Ambientale (ECO) di Lecce, stazione regionale della rete globale Global Atmosphere Watch (GAW-WMO).

I risultati hanno evidenziato concentrazioni di PM_2.5 e PM₁₀ maggiori nel periodo freddo (autunno ed inverno) rispetto al periodo caldo (primavera ed estate) con una variabilità stagionale della composizione chimica che ha permesso di valutare la variabilità del contributo delle diverse sorgenti utilizzando metodi statistici avanzati (Figura 1.2). L’incremento delle concentrazioni nel periodo freddo è in larga misura dovuto a maggiori emissioni antropiche da traffico veicolare e combustione di biomasse, quest’ultima rappresenta una sorgente importante nell’area in studio. La combustione di biomasse comprende diverse tipologie di emissione tra cui il riscaldamento domestico, le pratiche agricole e gli incendi ed è una sorgente caratterizzata da un profilo chimico molto eterogeneo che comprende composti organici del carbonio (tra cui gli idrocarburi policiclici aromatici – IPA), carbonio elementare che è assimilabile al black carbon una delle componenti del particolato più influenti sugli effetti climatici ma che ha anche rilevanti effetti potenzialmente dannosi per la salute, potassio e metalli in tracce. L’impatto delle biomasse alle concentrazioni di particolato in atmosfera è più ridotto nel periodo estivo ma non trascurabile ed è quindi una delle sorgenti più rilevanti nel sito di misura. E’ importante osservare come il contributo delle diverse sorgenti si ripartisce nella frazione fine (PM_2.5) e nella frazione coarse composta da particelle di diametro maggiore rispetto al PM_2.5 (Figura 1.3). Il contributo della combustione di biomasse è prevalentemente composto da particelle fini con una ripartizione simile a quella delle emissioni industriali e dei solfati di origine secondaria. Questi ultimi non sono emessi direttamente dalle sorgenti ma sono formati in atmosfera a seguito di trasformazioni chimiche (più efficaci nel periodo caldo) del gas SO₂ (prevalentemente emesso nei processi industriali, nel trasporto marittimo e nella combustione di oli pesanti). Le particelle emesse dalla combustione di biomasse hanno quindi un potenziale impatto sulla salute rilevante in quanto possono penetrare più facilmente nell’apparato respiratorio rispetto alle particelle coarse che costituiscono una parte importante del contributo di sorgenti naturali quali l’aerosol marino e la componente terrigena e di carbonati provenienti dal suolo.

Fig. 1.2) Andamenti stagionali dei contributi delle sorgenti al PM₁₀ (in alto) ed al PM_2.5 (in basso).

Fig. 1.3) Ripartizione media annuale del contributo delle sorgenti tra frazione fine (PM_2.5) e frazione coarse (diametro maggiore di 2.5 micron).

[1] ‘Seasonal variability of PM_2.5 and PM₁₀ composition and sources in an urban background site in Southern Italy’, D. Cesari, G.E. De Benedetto, P. Bonasoni, M. Busetto, A. Dinoi, E.Merico, D. Chirizzi, P. Cristofanelli, A. Donateo, F.M. Grasso, A. Marinoni, A. Pennetta, D. Contini, Science of the Total Environment 612, pp. 202–213, 2018,  http://dx.doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.08.230.

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1.INTRODUCTION

2.MATERIAL & METHODS

3.RESULTS

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Il progetto AERONET (AErosol RObotic NETwork) è una federazione di reti riguardanti la misura dell’aerosol con sistemi remote sensing stabilite dalla NASA (National Aeronautics and Space Administration) e PHOTONS (PHOtométrie pour le Traitement Opérationnel de Normalisation Satellitaire; Univ. Di Lille 1, CNES e CNRS-INSU) e coinvolge reti (ad esempio, RIMA, AeroSpan, AEROCAN e CARSNET) e collaboratori di agenzie nazionali, istituti di ricerca, università, singoli scienziati e partner. Per oltre 25 anni, AERONET ha promosso misure delle proprietà ottiche, microfisiche e radiative dell’aerosol per la ricerca e la caratterizzazione dell’aerosol, la convalida dei retrieval satellitari e il sinergismo con altri database, dove essenziale risulta la standardizzazione degli strumenti, la calibrazione, l’elaborazione e la distribuzione dei dati che sono raccolti in un database di dominio pubblico, accessibile al sito  https://aeronet.gsfc.nasa.gov/.

Ad AERONET afferiscono anche le stazioni I-AMICA di Napoli (Università Federico II), Lamezia Terme (CNR-ISAC) e Lecce (Università del Salento).

Di seguito sono riportati gli andamenti dell’AOD - Aerosol Optical Depth (livello 1.5) per l’anno 2018 per Napoli, Lamezia Terme e Lecce.

Napoli: AOD 2018, level 1.5

Lamezia Terme: AOD 2018, level 1.5

Lecce: AOD 2018, level 1.5

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