PROGNOZOWANIE WPŁYWU MOTORYZACJI NA POZIOM STĘŻENIA OZONU W PRZYZIEMNEJ WARSTWIE ATMOSFERY

Transkrypt

1 PROGNOZOWANIE WPŁYWU MOTORYZACJI NA POZIOM STĘŻENIA OZONU W PRZYZIEMNEJ WARSTWIE ATMOSFERY Marek BOGACKI, Marian MAZUR, Robert OLENIACZ Akademia Górniczo-Hutnicza w Krakowie Zakład Kształtowania i Ochrony Środowiska Al. Mickiewicza 30, paw. C-4, Kraków 1. Wstęp Motoryzacja stanowi istotne źródło emisji do atmosfery tlenków azotu (NO x ), tlenku węgla (CO) i reaktywnych węglowodorów (RHC). Ilość oraz skład chemiczny emitowanych substancji w powiązaniu z parametrami meteorologicznymi decydują o poziomie stężenia tworzącego się w wyniku reakcji fotochemicznych ozonu (O 3 ). Przedstawiona metoda prognozowania wpływu motoryzacji na poziom stężenia ozonu w powietrzu polega na określeniu ilości oraz składu chemicznego emitowanych ze źródeł mobilnych substancji, a następnie na numerycznym modelowaniu przemian fizykochemicznych zachodzących w przyziemnej warstwie atmosfery. 2. Modele reakcji chemicznych Przemiany fizykochemiczne zachodzące w troposferze znajdują swój opis jakościowy i ilościowy w formie modelu reakcji fotochemicznych. Poprzez model reakcji rozumie się system wzajemnie ze sobą powiązanych reakcji fizykochemicznych, ustalonych i potwierdzonych na drodze obserwacji i eksperymentów naukowych. Obecnie na świecie funkcjonuje wiele modeli opisujących reakcje fotochemiczne zachodzące w troposferze. Różnią się one między sobą ilością opisujących zjawisko reakcji chemicznych oraz ilością uwzględnianych w nich reagentów. Ilość rozpatrywanych reakcji może wahać się od kilku w najprostszych modelach do kilkuset w bardziej złożonych. Modele złożone cechują się dodatkowo ogromną ilością substancji biorących udział w reakcjach. Ilościowy opis przemian chemicznych realizowany jest przy pomocy modelu matematycznego, którego celem jest wyznaczenie na drodze obliczeń numerycznych przebiegów zmienności stężeń analizowanych substancji w funkcji czasu. Ażeby w sposób ilościowy określić produkcję/zużycie wszystkich uczestniczących w przemianach chemicznych reagentów konieczna jest znajomość kinetyki przebiegu każdej uwzględnianej w modelu reakcji. Warunkiem przeprowadzenia obliczeń symulacyjnych jest posiadanie szczegółłowych informacji dotyczących ilości i jakości emitowanych do atmosfery zanie- 5

2 czyszczeń. Od jakości tych danych zależy w głównej mierze wynik końcowy obliczeń. Niestety w przypadku zanieczyszczeń organicznych przeprowadzenie jakościowej oraz ilościowej inwentaryzacji emisji jest bardzo trudne, a często wręcz niemożliwe. Fakt ten skłania do stosowania w praktyce prostych modeli reakcji, które nie wymagają zbyt szczegółowych danych dotyczących składu emitowanych do atmosfery zanieczyszczeń. Odbywa się to jednak kosztem jakości otrzymywanych wyników. Do prognozowania stężenia ozonu w powietrzu na skutek emisji zanieczyszczeń pochodzących z motoryzacji najczęściej stosowany jest model ALW (Atkinson R, Lloyd A.C., Winges L., 1982). Model ten wymaga informacji o emisji następujących zanieczyszczeń organicznych: propanu, alkanów (C>3), etylenu, propylenu, butylenu, formaldehydu, wyższych aldehydów, benzenu, toluenu, ksylenu, aldehydu benzoesowego, acetonu, krezoli, ketonu metylowo-etylowego. Zanieczyszczenia te są głównymi składnikami spalin emitowanych z silników spalinowych. 3. Model skrzynki Praktyczne wykorzystanie modeli reakcji do symulacji procesów fotochemicznych zachodzących w rzeczywistej atmosferze związane jest najczęściej z zastosowaniem modelu skrzynki. Model ten funkcjonuje przy następujących założeniach upraszczających: cała analizowana masa powietrza jest homogeniczna pod względem gęstości, temperatury oraz wilgotności, stężenia wszystkich substancji chemicznych rozłożone są równomiernie w całej masie powietrza, dyfuzja rozpatrywanych w modelu reakcji reagentów przez ściany boczne skrzynki jest znikomo mała (dlatego też pominięto ją w obliczeniach), podobnie jak dyfuzja przez powierzchnię ograniczającą skrzynkę od góry (powierzchnia górna skrzynki definiowana jest jako górna granica warstwy mieszania). Tak sformułowane założenia wstępne wprawdzie ograniczają zastosowanie tego modelu jedynie do szczególnych warunków, jednakże zapewniają: uniezależnienie się od procesów związanych z transportem zanieczyszczeń, co pozwala na niezakłócone śledzenie odpowiedzi układu (modelu) na zmienne sygnały wejściowe (zmiany: jakości i ilości emitowanych zanieczyszczeń, jakości i poziomu stężeń początkowych, temperatury, wilgotności, szybkości fotolizy, wysokości warstwy mieszania i wskaźnika krotności przewietrzania), możliwość stosowania bardzo złożonych modeli (wymagających dużych mocy obliczeniowych komputerów), 6

3 możliwość zastosowania modelu jako modułu odpowiedzialnego za przemiany fizykochemiczne zanieczyszczeń w złożonych modelach rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń opartych np. na metodzie objętości skończonych. Uproszczony schemat modelu skrzynki przedstawiono na rys. 1. Rys. 1. Szkic modelu skrzynki Przedstawiony model oparty jest na bilansie masy poszczególnych reagentów. Wyraża go układ nieliniowych równań różniczkowych [7]: dc 1 dt A max u,0 ds c c max 0, dh v i i,d i,r i ci ci,h q i ri c j h dt h c i gdzie: N - ilość składników (zanieczyszczeń), t - czas [s], c i (t) - stężenie i-tego składnika w skrzynce [ppm]; i=1,...,n, A - powierzchnia podstawy skrzynki [m 2 ], ds - element brzegu skrzynki [m], u(t,s) - szybkość strumienia masy powietrza na wejściu do skrzynki, prostopadle do ds [m/s], c i,r (t) - stężenie i-tego składnika na brzegu skrzynki (jednakowe w całej objętości skrzynki) [ppm], i=1,...,n, h(t) - wysokość skrzynki (wysokość warstwy mieszania) [m], c i,h (t) - stężenie i-tego składnika nad skrzynką [ppm], i=1,...,n, q i (t) - źródło emisji [ppm/s], i=1,...,n, r i (t,c j ) - szybkość przemiany chemicznej [ppm/s], i=1,...,n, v i,d (t) - efektywna szybkość depozycji w skrzynce [m/s]. 7

4 4. Założenia do modelu Pojazdy samochodowe emitują do atmosfery w zależności od kategorii pojazdu (samochód osobowy, ciężarowy itd.), rodzaju i pojemności silnika, spalanego paliwa (benzyna, olej napędowy, alkohol, gaz), sposobu ograniczenia emisji spalin (reaktory katalityczne regulowane i nieregulowane) oraz sposobu jazdy (jazda miejska, drogi dojazdowe, autostrady itp.) różną co do wielkości oraz składu chemicznego ilość spalin. Każdy z wymienionych parametrów ma istotny wpływ na ilość generowanego w przyziemnej warstwie atmosfery ozonu. W celu określenia wpływu motoryzacji na poziom stężenia ozonu przeanalizowano przykładowo 5 wariantów emisji. Każdy wariant emisji odzwierciedla konkretną strukturę pojazdów: wariant A: 60 % - samochody osobowe z silnikiem o zapłonie iskrowym bez reaktora katalitycznego, 10 % - samochody osobowe z silnikiem o zapłonie iskrowym oraz regulowanym reaktorem katalitycznym, 20 % - samochody osobowe z silnikiem wysokoprężnym, 10 % - samochody dostawcze, wariant B: jedynie samochody osobowe z silnikami o zapłonie iskrowym bez reaktorów katalitycznych, wariant C: jedynie samochody osobowe z silnikami wysokoprężnymi, wariant D: jedynie samochody osobowe z silnikami o zapłonie iskrowym wyposażone w nieregulowane, trójdrożne reaktory katalityczne, wariant E: jedynie samochody osobowe z silnikami o zapłonie iskrowym wyposażone w regulowane, trójdrożne reaktory katalityczne. Modelowanie wielkości oraz struktury jakościowej emisji w poszczególnych wariantach obliczeniowych prowadzone było w oparciu o dane literaturowe [2, 5, 8, 9]. Ze względu na fakt, że stosowany do obliczeń model skrzynki wymaga danych o emisji odniesionej do jednostki powierzchni potraktowano wyliczoną w konkretnych wariantach emisję jako powierzchniowe źródło emisji. We wszystkich wariantach emisja określana została dla tych samych warunków ruchu tzn.: dla tych samych ciągów komunikacyjnych oraz tych samych wartości natężenia ruchu (rys. 2b.). Emisja wyznaczona została na drodze analizy modalnej. Podział globalnej emisji węglowodorów (HC) na konkretne związki, ewentualnie grupy związków przepro- 8

5 wadzono w oparciu o dane literaturowe odnoszące się do zawartości poszczególnych związków organicznych w spalinach emitowanych z różnych typów silników [2, 8]. Wyliczona wielkość emisji odpowiadała w przybliżeniu ilości zanieczyszczeń emitowanych przez pojazdy samochodowe ze średniej wielkości miasta europejskiego. Do obliczeń przebiegu stężenia ozonu w powietrzu zastosowano model reakcji - ALW. Założoną zmienność temperatury, szybkość fotolizy oraz wysokości warstwy mieszania uwzględnianą w obliczeniach przedstawiono na rys. 2a. Wartości początkowe stężeń (tło) poszczególnych zanieczyszczeń przyjęte do obliczeń wynosiły w ppb: tlenek węgla 900, propan - 0.8, alkany (C>3) - 1.6, etylen - 1.4, propylen - 0.1, dwutlenek azotu - 6.0, benzen - 0.6, toluen - 0.5, ksylen Rys. 2. a) przebieg zmian temperatury, szybkość fotolizy i wysokości warstwy mieszania w okresie doby, b) przebieg zmian natężenia ruchu na jednym pasie na wybranym odcinku drogi z przyporządkowanymi modami ruchu 5. Wyniki obliczeń Na rys. 3a-e przedstawiono przebiegi stężeń NO, NO 2, RHC (suma reaktywnych węglowodorów) oraz O 3 w funkcji czasu. Dla zobrazowania efektów zachodzących w dłuższych odstępach czasowych obliczenia przeprowadzono dla epizodu 3- dniowego. 9

6 Rys. 3. Przebieg stężenia NO, NO 2, RHC oraz O 3 w przyziemnej warstwie atmosfery dla standardowej struktury pojazdów (a), samochodów osobowych wyposażonych w: silniki benzynowe bez reaktora katalitycznego (b), silniki Diesla (c), silniki benzynowe z nieregulowanym, trójdrożnym reaktorem katalitycznym (d) oraz silniki benzynowe z regulowanym, trójdrożnym reaktorem katalitycznym (e). W wariancie A (standardowa struktura pojazdów), występują w godzinach przedpołudniowych (godziny szczytu) wyraźne maksima stężeń zanieczyszczeń pierwotnych NO, NO 2 i RHC (rys. 3a). W godzinach tych stężenie ozonu gwałtownie wzrasta, by następnie w godzinach popołudniowych osiągnąć swe maksimum. Popołudniowy szczyt na drogach wywiera już tylko niewielki wpływ na stężenie zanieczyszczeń pierwotnych. Spowodowane jest to rozcieńczeniem znajdujących się w powietrzu zanieczyszczeń na skutek podniesienia się granicy warstwy mieszania (rys. 2a) oraz zwiększonym promieniowaniem Słońca w godzinach południowych i popołudniowych. Na uwagę zasługuje fakt istnienia w drugim i trzecim dniu wyższych stężeń ozonu w godzinach przedpołudniowych. Fakt ten tłumaczy się zdolnością kwasu azotowego(iii) oraz nadtlenku(di)wodoru do wiązania w godzinach nocnych rodników 10

7 OH* oraz uwalniania ich w reakcji fotodysocjacji po wschodzie słońca (ok. godz. 5:30). Zwiększenie redukcyjnego wpływu NO w następstwie porannego szczytu (ok. godz. 6:00) przy niewielkiej jeszcze fotoaktywności Słońca niesie ze sobą krótkotrwałe obniżenie stężenia ozonu w powietrzu. Rysunki 3b-e przedstawiają wpływ struktury pojazdów na skład chemiczny emitowanych zanieczyszczeń, a tym samym na przebieg tworzenia się ozonu w przyziemnej warstwie atmosfery. Wariant B (rys. 3b) cechuje najwyższy z pośród rozpatrywanych przypadków poziom emisji reaktywnych węglowodorów oraz największy stosunek emisji HC do NO x. Konsekwencją tego stanu jest wzrost stężenia ozonu oraz występowanie maksimów stężeń już w godzinach południowych. Potencjał fotochemiczny smogu w tym przypadku jest tak duży, że nie tylko NO jest utleniane do NO 2 lecz także NO 2 wchodzi w dalsze reakcje, sprzyjając tworzeniu się HNO 3 i PAN. Ponieważ silniki Diesla (wariant C) emitują mniej CO, HC i NO x niż silniki benzynowe bez katalizatorów znajduje to odzwierciedlenie w niskich wartościach tworzącego się ozonu (rys. 3c). Nieco większe stężenia ozonu w wariancie D są rezultatem wysokiego stosunku wielkości emisji reaktywnych węglowodorów do tlenków azotu (rys. 3d). Średnie stężenia ozonu porównywalne są ze stężeniami otrzymanymi przy standardowej strukturze pojazdów. Przebieg stężeń charakteryzują dwa wyraźne maksima występujące w godzinach przedpołudniowych w 2 i 3 dniu. Pierwszy dzień cechuje stagnacja, która wyraźnie skorelowana jest ze stosunkowo niską zawartością reaktywnych węglowodorów w powietrzu. Fakt ten potwierdza dużą zależność przebiegu reakcji fotochemicznych od składu i ilości reaktywnych węglowodorów. Stężenia ozonu powodowane emisją z silników benzynowych wyposażonych w regulowane, trójdrożne reaktory katalityczne (wariant E) są na bardzo małym poziomie (rys. 3e), jedynie niewiele przekraczającym poziom tła naturalnego. 6. Podsumowanie Przedstawiona metodyka obliczeń może służyć do oszacowania przebiegu stężeń ozonu w przyziemnej warstwie atmosfery w założonym przedziale czasowym oraz przestrzennym. Obszar zastosowania metody wynika z nałożonych na nią warunków upraszczających i uogólniających. Elementem wywierającym decydujący wpływ na jakość uzyskiwanych wyników są dane dotyczące struktury jakościowej oraz ilościowej emisji. Czynniki te z kolei determinują rodzaj stosowanego w obliczeniach modelu reakcji. Model skrzynki sprzężony z modelem reakcji oraz z odpowiednio dobraną metodyką inwentaryzacji źródeł emisji może służyć jako wygodne narzędzie do oceny wpływu przewidywanych zmian np. w organizacji ruchu (ograniczenie/zwiększenie 11

8 prędkości ruchu, zmiana statusu dróg, wprowadzenie obowiązku stosowania w pojazdach reaktorów katalitycznych itp.) na poziom stężeń ozonu i innych zanieczyszczeń w przyziemnej warstwie atmosfery. 7. Literatura [1] Główny Urząd Statystyczny: Ochrona środowiska informacje i opracowania statystyczne. GUS, Warszawa 1995 [2] Zellner K.: Untersuchung der Oxidantienbildung aus Kraftfahrzeugabgasen anhand von Modellrechnungen. Fortschr.-Ber. VDI Reihe 15 Nr. 58. VDI-Verlag, Duesseldorf 1988 [3] Dworak T.Z.: Ocena stanu zagrożenia ozonem miasta Krakowa na podstawie badań monitoringowych zanieczyszczeń powietrza w latach Praca niepublikowana ZKIOŚ AGH, Kraków 1994 [4] Hough A.M: An Intercomparison of Mechanisms for the Production of Photochemical Oxidants. Journal of Geophysical Research, Vol. 93, No. D4, s , 1988 [5] Atkinson R., Lloyd A.C., Winges L.: An updated chemical mechanism for modeling of photochemical smog. Journal Physical Chemical Reference Data 13, s , 1982 [6] Bottenheim J. Strausz O.P.: Modeling study of chemically reactive power plant plume. Atmospheric Environment 16, s ,1982 [7] Egger A.M.: Simulation der Luftverschmutzung in Raum Graz mit einem Einboxmodell. Diplomarbeit, TU-Graz, 1991 [8] Metz N.: Personenwagen-Abgasemissionen im Spurenbereich. Automobiltechnische Zeitschrift, s , 1984 [9] Moussiopoulos N., Oehler W., Zellner K.: Kraftfahrzeugemissionen und Ozonbildung. Springer- Verlag,