Wybrane zagadnienia inżynierii mechanicznej materiałowej i środowiskowej. Rozdział 4

Transkrypt

1 From the SelectedWorks of Robert Oleniacz September 28, 2015 Wybrane zagadnienia inżynierii mechanicznej materiałowej i środowiskowej. Rozdział 4 Marcin Apostoł Andrzej Bąkowski Kinga Chronowska-Przywara Marcin Kot Jan Monieta, et al. Available at:

2 5 Wpływ dużych instalacji energetycznego spalania paliw na jakość powietrza w Krakowie SPIS OZNACZEŃ AMP Siłownia ArcelorMittal Poland S.A. Oddział w Krakowie CEZ Elektrownia Skawina S.A., CEZ Polska Sp. z o.o. EDF Elektrociepłownia EDF Polska S.A. Oddział nr 1 w Krakowie IMGW Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej TRAX przydrożne stacje meteorologiczne WFiIS Wydział Fizyki i Informatyki Stosowanej AGH w Krakowie WIOŚ Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska S 1 stężenie uśrednione dla okresu 1 godziny w powietrzu, μg/m 3 S 24 stężenie uśrednione dla okresu 24 godzin w powietrzu, μg/m 3 S a stężenie uśrednione dla okresu 1 roku w powietrzu, μg/m 3 D 1 poziom dopuszczalny lub wartość odniesienia uśredniona dla okresu 1 godziny w powietrzu, μg/m 3 D 24 poziom dopuszczalny lub wartość odniesienia uśredniona dla okresu 24 godzin w powietrzu, μg/m 3 D a poziom dopuszczalny lub wartość odniesienia uśredniona dla okresu roku w powietrzu, μg/m 3 Duże instalacje energetycznego spalania paliw stanowią jedno z głównych źródeł emisji substancji pyłowych i gazowych do powietrza atmosferycznego, przez co mogą niekorzystnie oddziaływać na jakość powietrza i zdrowie ludzi. Szczególnie istotne znaczenie pod tym względem mają elektrownie i elektrociepłownie opalane węglem kamiennym i brunatnym, które odgrywają dominującą rolę w produkcji energii elektrycznej i ciepła w Polsce. Struktura wytwarzania energii elektrycznej za rok 2011 wskazuje, że 88% tej energii powstaje w wyniku transformacji węgla, 8% - w wyniku spalania innych

3 paliw, a zaledwie 4% pochodzi ze źródeł odnawialnych [1]. Fakt ten potwierdza również struktura zużycia paliw wskazująca, że 59,5% węgla kamiennego w Polsce ulega transformacji w elektrowniach zawodowych, elektrociepłowniach oraz ciepłowniach. Całkowita emisja pyłu ogółem, dwutlenku siarki (SO 2 ) i tlenków azotu (NO x ) do powietrza w Polsce z procesów spalania paliw realizowanych w zakładach szczególnie uciążliwych wyniosła w roku 2012 odpowiednio: 36,9; 468,5 i 316,4 tys. Mg [2]. Nieco ponad 6% tej emisji przypada na procesy spalania paliw w instalacjach o nominalnej mocy powyżej 50 MW t zlokalizowanych na terenie województwa małopolskiego. Wśród nich istotne znaczenie ma emisja zanieczyszczeń pochodząca z trzech instalacji energetycznego spalania paliw, z których dwie są położone w granicach miasta Krakowa (EDF Polska S.A. Oddział Nr 1 w Krakowie i Siłownia ArcelorMittal Poland S.A. Oddział w Krakowie), a jedna w jego bliskim sąsiedztwie (Elektrownia Skawina S.A. w Skawinie). Emisja pyłu ogółem, SO 2 i NO x tylko z tych trzech zakładów stanowiła odpowiednio 47,6; 43,8 oraz 36,9 % całkowitego ładunku tych zanieczyszczeń uwolnionego w całym województwie małopolskim w roku 2012 w procesach spalania realizowanych w ramach zakładów szczególnie uciążliwych [2]. Z uwagi zatem na znaczną koncentrację emisji z instalacji energetycznego spalania paliw w obrębie gminy miejskiej Kraków oraz powiatu krakowskiego, można domniemywać, że udział tego typu źródeł emisji w kształtowaniu jakości powietrza w Krakowie jest większy niż w innych regionach województwa małopolskiego, co może w pewnym stopniu tłumaczyć gorszą jakość powietrza w Krakowie w porównaniu np. z innymi miastami Małopolski. Celem niniejszej pracy jest zatem wykonanie oceny tego udziału. Ze względu na mnogość czynników determinujących proces rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń gazowych i pyłowych w powietrzu atmosferycznym nie jest możliwe bezpośrednie określenie wpływu poszczególnych źródeł emisji na jakość powietrza. Tego typu oceny najczęściej wykonuje się z wykorzystaniem różnych technik matematycznego modelowania dyspersji zanieczyszczeń w powietrzu [3-5]. W dalszej części pracy, w celu określenia poziomów stężeń zanieczyszczeń powodowanych przy powierzchni terenu przez analizowane instalacje energetycznego spalania paliw, zastosowano zaawansowany, niestacjonarny, wielowarstwowy gaussowski model obłoku CALPUFF [6], a zmienne w czasie i przestrzenni warunki meteorologiczne i parametry mikroklimatyczne wyznaczono diagnostycznym modelem CALMET [7]. Powyższe narzędzia są coraz częściej stosowane w badaniach naukowych dotyczących wpływu różnego typu obiektów na jakość powietrza [8-18]. Istnieją również prace wskazujące na wysoką dokładność wyników obliczeń poziomów zanieczyszczeń w powietrzu uzyskiwanych za pomocą systemu modeli CALMET/CALPUFF dla wysokich emitorów punktowych [19-22]. 5.1 Stan zanieczyszczenia powietrza w Krakowie Kraków, będący stolicą województwa małopolskiego, zwraca w ostatnich latach szczególną uwagę opinii publicznej z uwagi na występującą w nim złą jakość powietrza. Ocena jakości powietrza w Polsce dokonywana jest w ramach stref, wśród których wyróżniane są m.in. strefy typu aglomeracja, stanowiące miasta o liczbie mieszkańców większej niż 250 tysięcy. Strefa Aglomeracja Krakowska od wielu lat zaliczana jest do klasy C ze względu na występowanie przekroczeń poziomów dopuszczalnych w powie- 66

4 trzu niektórych zanieczyszczeń, w tym m.in. pyłu zawieszonego PM10 i NO 2 [23-25]. Na Rys. 5.1 przedstawiono wyniki pomiarów stężeń średniorocznych oraz częstości przekroczeń dopuszczalnego poziomu średniodobowego PM10 (wynoszącego 50 µg/m 3 [26]) rejestrowane na trzech stacjach monitoringu powietrza WIOŚ w Krakowie (dane za lata ). Przedstawione na Rys. 5.1a wartości stężeń średniorocznych wskazują, że w analizowanym okresie na każdej stacji monitoringu powietrza położonej w obrębie miasta Krakowa wystąpiły przekroczenia dopuszczalnego poziomu średniorocznego (D a ) pyłu zawieszonego PM10 (ze względu na ochronę zdrowia ludzi), wynoszącego 40 µg/m 3 [26]. Zdecydowanie najwyższe wartości stężeń średniorocznych pyłu PM10, prawie dwukrota) b) Rys Wyniki pomiarów stężeń średniorocznych pyłu zawieszonego PM10 w powietrzu (a) i stwierdzana częstość przekroczeń średniodobowego poziomu dopuszczalnego pyłu zawieszonego PM10 (b) na stacjach monitoringu powietrza w Krakowie w latach (źródło: opracowanie własne na podstawie [27]) 67

5 nie przekraczające poziom dopuszczalny D a, wystąpiły na stacji mierzącej odziaływanie transportu drogowego (komunikacyjnej), położnej przy Alejach Krasińskiego. Na pozostałych dwóch stacjach monitoringowych stacji tła miejskiego (stacja przy ul. Bujaka) oraz stacji przemysłowej (stacja przy ul. Bulwarowej) również wystąpiły przekroczenia dopuszczalnego poziomu średniorocznego pyłu PM10, jednak na nieco niższym poziomie (wartości rzędu %D a ), choć i tutaj liczba dni z przekroczeniami dopuszczalnego stężenia średniodobowego w ciągu roku najczęściej przekracza 100, przy dopuszczalnej częstości 35 razy [26] (Rys. 5.1b). Drugą konfliktową substancję stanowi dwutlenek azotu (NO 2 ), w przypadku którego od wielu lat jest przekraczane dopuszczalne stężenie średnioroczne w powietrzu (40 µg/m 3 ) na stacji komunikacyjnej położnej przy Alejach Krasińskiego (Rys. 5.2). Na stacji tej obserwowane są ponad dwukrotnie wyższe stężenia średnioroczne NO 2 w porównaniu ze stacją tła miejskiego przy ul. Bujaka, co odzwierciedla wyraźny wpływ na wyniki pomiarów pobliskiej trasy komunikacyjnej cechującej się dużym natężeniem ruchu. Rys Wyniki pomiarów stężeń średniorocznych dwutlenku azotu w powietrzu na stacjach monitoringu powietrza w Krakowie w latach (źródło: opracowanie własne na podstawie [27]) W porównaniu do roku 2010 jakość powietrza na terenie miasta Kraków uległa nieznacznej poprawie, na co wskazuje pewien spadek stężeń średniorocznych w punktach pomiarowych, jednak nadal utrzymują się one znacznie powyżej poziomu dopuszczalnego. Na szczególną uwagę zasługuję wysoka częstość przekroczeń średniodobowego poziomu dopuszczalnego (D 24 ) pyłu PM10, wskazująca że w niektórych częściach miasta Krakowa nawet przez ponad pół roku możemy mieć do czynienia z ponadnormatywnymi stężeniami tej substancji w powietrzu, głównie w okresie pokrywających się z sezonem grzewczym. Przedstawiona na Rys. 5.1b dla roku 2010 stosunkowo mała liczba dni z przekroczeniami poziomu dopuszczalnego D 24 pyłu PM10 na stacji Bujaka wynika z braku danych pomiarowych za okres pierwszych 10 tygodni tego rok, w których zwykle tego typu przekroczenia także są obserwowane (stacja monitoringowa w tym miejscu została uruchomiona dopiero w dniu 11 marca 2010 r.). 68

6 Stężenia średnie miesięczne pyłu PM10 i SO 2 rejestrowane na stacjach monitoringowych w Krakowie charakteryzują się sezonową zmiennością związaną z fluktuacją czynników meteorologicznych i emisyjnych, co dla przykładowego roku 2012 zobrazowano na Rys W okresie grzewczym występują one na poziomie nawet kilkukrotnie wyższym niż w okresie pozagrzewczym. Nie obserwuje się już natomiast sezonowej zmienności stężeń NO 2 w powietrzu w Krakowie, zwłaszcza na stacji komunikacyjnej przy Alejach Krasińskiego (Rys. 5.3b). a) b) c) Rys Średniomiesięczne stężenia pyłu zawieszonego PM10 (a), NO 2 (b) i SO 2 (c) w powietrzu zarejestrowane na stacjach monitoringu powietrza w Krakowie w roku 2012 (źródło: opracowanie własne na podstawie [27]) 69

7 Jak wynika z danych zamieszczonych na Rys. 5.3a stężenia średniomiesięczne PM10 w powietrzu w Krakowie w roku 2012 występowały poniżej średniorocznego poziomu dopuszczalnego (D a ) wynoszącego 40 μg/m 3 [26] tylko w okresie od czerwca do września, a pomijając dane pochodzące ze stacji komunikacyjnej, także w marcu i kwietniu. Na zły stan jakości powietrza w strefie Aglomeracji Krakowskiej, obserwowany od wielu lat [28], ma wpływ wiele czynników, wśród których wymienić należy wysokie zagęszczenie antropogenicznych źródeł emisji i napływ zanieczyszczeń spoza granic miasta [29]. Ważną rolę odgrywają również niekorzystne warunki meteorologiczne wynikające z położenia Krakowa w dolinie rzeki Wisły, ograniczonej od strony północnej (Wyżyna Olkuska), północno-zachodniej (Garb Tenczyński) i południowej (Pogórze Wielickie) pasami wzniesień wyższymi od terenu znajdującego się w rejonie centrum miasta nawet o 220 metrów [30]. Dodatkowym czynnikiem w istotny sposób wpływającym na poziom rejestrowanych w powietrzu stężeń pyłu zawieszonego PM10 i PM2,5jest tworzenie się wtórnych aerozoli nieorganicznych i organicznych [31-34]. Znacznym źródłem emisji zanieczyszczeń gazowych stanowiących prekursory wtórnych aerozoli są wszelkie procesy spalania. Wśród nich istotne znaczenie mogą mieć instalacje energetycznego spalania paliw. 5.2 Charakterystyka obiektów badań Obiektami badań analizowanymi w niniejszej pracy były trzy duże instalacje energetycznego spalania paliw mogące mieć istotne znaczenie w kształtowaniu jakości powietrza w Krakowie: Elektrociepłownia EDF Polska S.A. Oddział nr 1 w Krakowie (EDF), Siłownia Zakładu Energetycznego ArcelorMittal Poland S.A. Oddział w Krakowie (AMP) oraz Elektrownia Skawina S.A. w Skawinie k. Krakowa, należąca do CEZ Polska Sp. z o.o. (CEZ). Wszystkie te instalacje produkują energię elektryczną i ciepło sieciowe, a Siłownia AMP także dmuch wielkopiecowy i parę technologiczną. W EDF Polska S.A. Oddział nr 1 w Krakowie funkcjonują obecnie cztery bloki energetyczne oparte na kotłach z paleniskiem pyłowym typu OP-380 (dwa kotły) i OP- 430 (dwa kotły) oraz trzy szczytowe kotły wodne WP-120. W kotłach OP-380 i OP-430 spalany jest węgiel kamienny lub mieszanka węgla kamiennego i biomasy, natomiast w kotłach wodnych wyłącznie węgiel kamienny. Na potrzeby rozruchu i stabilizacji procesu spalania kotły te wyposażone są w palniki olejowe typu ciśnieniowego z rozpylaczem wirowym. Zużycie węgla kamiennego, biomasy oraz sumy oleju opałowego ciężkiego i lekkiego w roku 2012 wyniosło odpowiednio: 734,2; 168 i 1,3 Gg. Gazy odlotowe po oczyszczeniu w elektrofiltrze wprowadzane są do atmosfery za pomocą dwóch wysokich emitorów (stan na r.). Spaliny z kotłów OP-380 odprowadzane są za pomocą komina o wysokości 225 m i średnicy 6,5 m (emitor E-1), a spaliny z kotłów OP- 430 odprowadzane są kominem o wysokości 260 m i średnicy 7 m (emitor E-2). Kanały odprowadzające spaliny z kotłów wodnych podłączone są do jednego wspólnego kolektora. Przed kominami zainstalowane są klapy, które umożliwiają w specyficznych warunkach pracy odprowadzenie spalin z kotłów wodnych dowolnym emitorem. Pyły zatrzymane w elektrofiltrze transportowane są pneumatycznie do zbiorników retencyjnych. 70

8 W zbiornikach tych zamontowane są filtry tkaninowe pulsacyjne umożliwiające bezpieczne dla środowiska odprowadzenie powietrza z instalacji pneumatycznego transportu pyłu. W Elektrowni Skawina (CEZ) do roku 2013 zainstalowanych było pięć kotłów pyłowych dwuwalczakowych typu OP-230 (z których obecnie pracuje już tylko cztery kotły) oraz cztery kotły pyłowe jednowalczakowe typu OP-210. Oprócz palników pyłowych każdy kocioł wyposażony jest w palniki rozruchowe mazutowe z rozbryzgiem parowym. W kotłach tych spalany jest węgiel kamiennych, biomasa oraz mazut. Zużycie tych paliw w roku 2012 wyniosło odpowiednio: 504,4; 146,4 i 1,3 Gg. Na terenie Elektrowni Skawina pierwotnie istniała możliwość odprowadzania spalin za pomocą dwóch kominów jednoprzewodowych (emitory E-1 i E-2), a od czerwca 2008 roku także poprzez komin dwuprzewodowy (emitor E-3), dobudowany wraz z instalacją odsiarczania spalin. Wysokości emitorów E-1, E-2 i E-3 wynoszą odpowiednio: 122,5; 120 i 120 m, a średnice 4, 6 i 2 3,9 m. W zakładzie tym stosowane są dwa systemy oczyszczania spalin. Pierwszy system składa się wyłącznie z elektrofiltru (umieszczonego za każdym kotłem), a oczyszczone w ten sposób gazy odlotowe odprowadzane są za pomocą emitora E-1 i E-2. Drugi system oparty jest na odpylaniu spalin w elektrofiltrze (po jednym dla każdego kotła) oraz instalacji odsiarczania spalin pracującej metodą półsuchą z wykorzystaniem technologii fluidalnego odsiarczania w reaktorze ze złożem cyrkulacyjny (dozowanie wapna hydratyzowanego Ca(OH) 2 ) oraz końcowego filtru tkaninowego. W roku 2012 gazy odlotowe odprowadzane były do atmosfery wyłącznie za pośrednictwem emitora E-2 (spaliny nieodsiarczone) oraz E-3 (spaliny odsiarczone). W skład instalacji energetycznego spalania paliw pracującej w ramach Siłowni Zakładu Energetycznego ArcelorMittal Poland S.A. Oddział w Krakowie wchodzi siedem bloków kotłowych, w tym cztery kotły typu TP-230-2, dwa kotły typu OPG-220 oraz jeden kocioł typu OP-230. Kotły TP i OPG-220 są wyposażone w palniki pyłowe zasilane pyłem węglowym, palniki gazowe zasilane gazem wielkopiecowym oraz palniki rozpałowe zasilane gazem koksowniczym. Kocioł OP-230 jest opalany tylko pyłem węglowym, a rozpalany za pomocą gazu koksowniczego. Dodatkowo w instalacji tej jest stosowany w niewielkich ilościach gaz ziemny, spalany w palnikach pilotowych kotłów. W roku 2012 zużycie węgla kamiennego w całej instalacji wyniosło 230,8 Gg, a gazu wielkopiecowego, koksowniczego i ziemnego odpowiednio: 1203,5; 81,3 i 3,3 mln. m 3. Oczyszczanie gazów odlotowych z kotłów TP odbywa się z wykorzystaniem multicyklonu (składającego się z 600 cyklonów rozłożonych w 4 segmentach) oraz elektrofiltru. System oczyszczania spalin z pozostałych kotłów składa się jedynie z elektrofiltru. W celu zwiększenia sprawności odpylania elektrostatycznego w przypadku kotłów TP i OPG-220 stosuje się kondycjonowanie spalin za pomocą gazowego trójtlenku siarki (SO 3 ) wytwarzanego metodą Pentol-Wahlco. Gazy odlotowe odprowadzane są do atmosfery za pośrednictwem dwóch kominów o wysokości 200 m i średnicy wylotowej 6 m, przy czym poprzez emitor E-1 odprowadzane są spaliny z kotłów TP-230-2, a poprzez emitor E-2 odprowadzane są spaliny z kotłów OPG-220 i OP-230. Zgodnie z obowiązującymi przepisami prawnymi [35] emisje zanieczyszczeń do powietrza z wszystkich trzech analizowanych instalacji energetycznego spalania paliw są w sposób ciągły monitorowane w zakresie takich substancji, jak pył ogółem, SO 2 i NO x. Charakterystykę sezonowej zmienność emisji tych substancji do powietrza w roku 2012 przedstawiono na Rys Wynika z niej, że w roku tym największą emisją zanieczysz- 71

9 czeń do powietrza spośród rozpatrywanych instalacji cechowała się Elektrociepłownia EDF, nieco mniejszą Elektrownia Skawina (CEZ), a najmniejszą Siłownia ArcelorMittal Poland S.A. Oddział w Krakowie (AMP). W porównaniu z sezonem letnim (liczonym od maja do sierpnia) emisja z tych instalacji w sezonie zimowym (liczonym od listopada do lutego) jest ok. trzy razy wyższa, a w okresie przejściowym ok. dwa razy wyższa. W okresie grzewczym w rejonie Krakowa mamy zatem do czynienia nie tylko z intensyfikacją procesów spalania w sektorze komunalno-bytowym, ale także z wyraźnym zwiększeniem wielkości produkcji (a tym samym ilości emitowanych zanieczyszczeń) w analizowanych instalacjach energetycznego spalania paliw. Rys Sezonowa zmienność emisji zanieczyszczeń do powietrza z analizowanych instalacji energetycznego spalania paliw w roku 2012 (sezon zimowy: styczeń, luty, listopad, grudzień; okres przejściowy: marzec, kwiecień, wrzesień, październik; sezon letni: maj, czerwiec, lipiec, sierpień) (źródło: opracowanie własne na podstawie danych z ciągłego monitoringu wielkości emisji) Mający miejsce w badanych instalacjach stosunkowo wysoki poziom emisji zanieczyszczeń gazowych (SO 2 i NO x ) w porównaniu do emisji pyłu ogółem sugeruje, że w ocenie wpływu tych obiektów na jakość powietrza powinno się zwrócić szczególną uwagę na ww. substancje gazowe. Jako pierwotne zanieczyszczenia powietrza, mogą mieć one istotne znaczenie nie w kształtowaniu stężeń SO 2 i NO 2 w niektórych obszarach miasta Krakowa, a także przyczyniać się do tworzenia wtórnych aerozoli nieorganicznych, a tym samym do zwiększenia obserwowanych w powietrzu stężeń pyłu zawieszonego PM10 i PM2,5. 72

10 5.3 Metodyka obliczeń Określenie wpływu antropogenicznych źródeł emisji na jakość powietrza przy zastosowaniu zawansowanego modelu dyspersji CALMET/CALPUFF wymaga wykonania szeregu czynności przed przeprowadzeniem symulacji rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń w powietrzu atmosferycznym. Do czynności tych należy zaliczyć: zdefiniowanie obszaru badań, przygotowanie danych wejściowych zmiennych w trójwymiarowej przestrzeni i w czasie oraz wykonanie obliczeń parametrów meteorologicznych i mikroklimatycznych. Na etapie modelowania propagacji zanieczyszczeń należy natomiast odpowiednio określić charakterystyki źródeł emisji oraz zdefiniować ustawienia modelu ze względu na posiadane dane wejściowe. Szczegółowy opis procesu przygotowania danych oraz przyjętych założeń przedstawiono w niniejszym podrozdziale Domena obliczeniowa i dane przestrzenne Na potrzeby obliczeń rozprzestrzeniania się w powietrzu atmosferycznym zanieczyszczeń emitowanych z analizowanych instalacji energetycznego spalania paliw wyznaczono domenę obliczeniową o wymiarach km z lewym dolnym narożnikiem przyjętym w punkcie o współrzędnych: X = , Y = km (odwzorowanie UTM strefa 34, układ współrzędnych WGS84). Rys Granice przyjętego obszaru obliczeniowego wraz z lokalizacją rozpatrywanych emitorów instalacji energetycznego spalania paliw oraz uwzględnianych stacji meteorologicznych Domeną tą objęto teren miasta Krakowa i sąsiednich gmin, tak, aby obejmowała ona w szczególności położenie rozpatrywanych emitorów punktowych oraz najbliższe wzgórza położone w kierunku północno-zachodnim (Wyżyna Olkuska i Garb Tenczyński) 73

11 i południowych (Pogórze Wielickie). Wzgórza te wyznaczają specyficzne położenia miasta Krakowa w obniżeniu terenu (dolina rzeki Wisły) i warunkują dominujące kierunki przepływu mas powietrza w tym rejonie. Przyjęty obszar obliczeniowy na tle granic administracyjnych województwa małopolskiego i poszczególnych powiatów przedstawiono na Rys Na rysunku tym zamieszczono także położenie rozpatrywanych zespołów emitorów (EDF, CEZ i AMP) oraz uwzględnianych w obliczeniach naziemnych stacji meteorologicznych (IMGW, WFiIS i TRAX). Obliczenia w regularnej siatce poziomej wykonano ze skokiem 200 m. Tego typu rozdzielczość obliczeniowa wydaje się być rozsądnym kompromisem pomiędzy przestrzenną dokładnością uzyskiwanych wyników, a czasem trwania obliczeń [36]. Dane ukształtowania i pokrycia terenu pozyskano odpowiednio z baz danych SRTM3 [37] i Corine Land Cover [38]. Dane te zostały odpowiednio przetworzone i sklasyfikowane za pomocą tzw. programów przygotowania danych przestrzennych. Na podstawie danych pokrycia terenu ustalane są dodatkowe parametry geofizyczne: aerodynamiczny współczynnik szorstkości, wskaźnik pokrycia liściowego, liczba Bowena, albedo, antropogeniczny strumień ciepła. Wymienione parametry warunkują między innymi siłę pionowych turbulencji atmosfery, suche pochłanianie zanieczyszczeń przez roślinność oraz wysokość laminarnej warstwy poziomego przepływu mas powietrza. Szczegółowy opis procesu przygotowania danych ukształtowania i pokrycia terenu wraz ze wskazaniem baz danych optymalnych dla obszaru Polski znaleźć można w pracach [39-41]. Powyższe dane stanowią podstawową informację wejściową dla modelu obliczeń siatki parametrów meteorologicznych i mikroklimatycznych Sposób określenia warunków meteorologicznych Stosowanie modelu dyspersji CALPUFF wymaga przygotowania trójwymiarowej siatki parametrów meteorologicznych i mikroklimatycznych. Na potrzeby niniejszej pracy zmienną w przestrzeni siatkę parametrów meteorologicznych stworzono za pomocą diagnostycznego modelu CALMET [7]. Model ten wymaga wprowadzenia szeregu parametrów ze stacji przypowierzchniowych opisujących zmienność czynników meteorologicznych na wysokości kilkunastu metrów względem wysokości terenu oraz ze stacji aerologicznych charakteryzujących budowę pionowej struktury atmosfery. Szczegółowy opis niezbędnych parametrów meteorologicznych w zależności od rodzaju stacji oraz procesu przygotowania i przetwarzania danych parametryzujących atmosferę znaleźć można w pracach [7, 41]. Obliczenia wykorzystano dane meteorologiczne za rok 2012 pochodzące z 18 stacji przypowierzchniowych oraz trzech stacji aerologicznych. Lokalizację 18 naziemnych stacji meteorologicznych przedstawiono na Rys W ich skład wchodziły: stacja meteorologiczna IMGW Kraków Balice, stacja zlokalizowana na terenie AGH w Krakowie (na dachu budynku Wydziału Fizyki i Informatyki Stosowanej) oraz 16 przydrożnych stacji pogodowych (TRAX). W obszarze miasta Krakowa znajduje się w sumie 25 przydrożnych stacji meteorologicznych (TRAX), jednak mierzone przez nie parametry meteorologiczne często są reprezentatywne tylko dla bardzo małego obszaru. Stąd na podstawie szczegółowej analizy lokalizacji tych stacji i rejestrowanych parametrów zdecydowano się na wykluczenie 9 z nich z dalszych analiz. Wśród głównych przyczyn należy wymienić: niekompletność danych, wysokie udziały ciszy i silne oddziaływanie na mierzone 74

12 parametry efektu cienia aerodynamicznego pobliskich budynków. Ze stacji TRAX do modelu wprowadzono informacje o prędkości i kierunku wiatru, ciśnieniu, temperaturze i wilgotności powietrza (z krokiem czasowym jedna godzina). Ze stacji meteorologicznej IMGW Kraków Balice oprócz ww. informacji pozyskano dwa dodatkowe parametry wysokość podstawy chmur oraz stopień zachmurzenia. Natomiast ze stacji zlokalizowanej na AGH wykorzystano jedynie informację o wielkości opadów atmosferycznych. Dane dotyczące pionowej struktury atmosfery pozyskano ze stacji aerologicznych zlokalizowanych w Legionowie, Wrocławiu i Popradzie. Z tego typu stacji pozyskiwane są informacje chwilowe, a pomiary wykonywane są w dłuższych odstępach czasu. W przypadku powyższych stacji w zależności od jej położenia oraz pory roku, pomiary wykonywane były w kroku co 8 godzin lub co 12 godzin do wysokości kilkunastu kilometrów. W procesie obliczeniowym założono 10 pionowych warstw o wysokościach: 20, 40, 80, 160, 300, 600, 1000, 1500, 2200 i 3000 m. Z uwagi na położenie stacji aerologicznych w dużej odległości od przyjętego obszaru badań, zdecydowano się na uruchomienie modułu ekstrapolacji parametrów meteorologicznych ze stacji przypowierzchniowych wzdłuż pionowego profilu atmosfery. W module tym dodatkowo wprowadzono stosunek wagi stacji przypowierzchniowej do stacji aerologicznej dla każdej modelowanej pionowej warstwy. Stosunek ten dla poszczególnych warstw przyjęto na następującym poziomie: -1; -0,9; -0,8; -0,7; -0,6; -0,5; -0,4; -0,3; -0,2 i -0,1, przy czym wartość -1 oznacza, że w warstwie na wysokości 20 metrów warunki meteorologiczne są w 100% zdeterminowane przez dane pochodzące ze stacji przypowierzchniowych. Z uwagi na wysokie udziały ciszy wśród wprowadzonych danych meteorologicznych, dodatkowo wyłączono funkcję ekstrapolacji ciszy w celu uzyskania prawidłowego odwzorowania pionowej zmienności profilu prędkości wiatru charakterystycznego dla danych pochodzących ze stacji aerologicznych. W procesie diagnostycznych obliczeń pola wiatru uwzględniono wpływ czynników terenowych determinujących prędkość wiatru i kierunki przepływu mas powietrza w trudnym terenie. Wśród tych czynników wymienić należy: kinematyczny efekt terenu, blokujące działanie wzniesień oraz spływ mas powietrza ze zboczy. Diagnostyczny model CALMET po procesie diagnozy i interpolacji danych pomiarowych wykonuje procedurę trójwymiarowej minimalizacji rozbieżności uzyskiwanych wyników obliczeń w celu przestrzennego wygładzania modyfikowanych parametrów meteorologicznych [7] Metodyka obliczeń dyspersji zanieczyszczeń w powietrzu Obliczenia dyspersji (rozprzestrzenia się) zanieczyszczeń w powietrzu atmosferycznym wykonano za pomocą niestacjonarnego, wielowarstwowego, gaussowskiego modelu CALPUFF. Model ten symuluje wiele efektów determinujących wartości stężeń zanieczyszczeń w powietrzu. Do najważniejszych z nich należy zaliczyć: efekty zmiennych w przestrzeni warunków orograficznych, czasową i przestrzenną zmienność czynników meteorologicznych (pole wiatru i temperatury, opad atmosferyczny, wilgotność powietrza, promieniowanie słoneczne) i mikroklimatycznych (klasa stabilność atmosferycznej, wysokość mieszania, długość Monina-Obukhova), suchą i mokrą depozycję zanieczyszczeń gazowych i pyłowych, procesy przemian chemicznych tlenków azotu i siarki oraz tworzenie się wtórnych aerozoli nieorganicznych. Ponadto uwzględniane są efekty zwią- 75

13 zane z pionowym wyniesieniem smugi zanieczyszczeń ponad wylot emitora, pionowy uskok wiatru oraz efekty interakcji i transportu na granicy obszarów woda ląd [6]. Jednym z ważniejszych aspektów obliczeń poziomów stężeń zanieczyszczeń w powietrzu atmosferycznym jest wprowadzenie informacji o sposobie uwalania zanieczyszczeń i wielkości emisji. Prędkość gazów odlotowych i ich temperaturę oraz wielkość emisji poszczególnych substancji zanieczyszczających przyjęto na podstawie wyników pomiarów ciągłych realizowanych w analizowanych obiektach. W przypadku instalacji EDF były to średnie 1-godzine, a w przypadku pozostałych instalacji średnie 24- godzinne. Tabela 5.1. Średnie wartości emisji zanieczyszczeń oraz prędkości i temperatury gazów odlotowych dla poszczególnych emitorów pracujących w analizowanych instalacjach w roku 2012 Oznaczenie instalacji Numer emitora W procesie obliczeniowym uwzględniono tylko źródła emisji zanieczyszczeń związane z procesem energetycznego spalania paliw. Ze źródeł tych monitorowana jest emisja trzech substancji: pyłu ogółem, SO 2 i NO x, Z uwagi na fakt, że w mechanizmach tworzenia się w powietrzu atmosferycznym pyłów wtórnych (aerozoli nieorganicznych) uwzględnia się zarówno tlenek azotu (NO), jak i dwutlenek azotu (NO 2 ), emisję tych substancji oszacowano na podstawie wyników pomiarów emisji NO x, przyjmując ich udziały procentowe na poziomie odpowiednio 95 i 5 % [42]. Uśrednione w skali roku (dane za rok 2012) poziomy emisji oraz prędkości i temperatury gazów odlotowych dla poszczególnych emitorów przedstawia Tabela 5.1. Tabela 5.2. Udziały procentowe poszczególnych frakcji pyłu ze względu na zastosowane końcowe urządzenie odpylające [43] Przedział frakcyjny [µm] Średnia emisja zanieczyszczeń [kg/h] Udział danej frakcji w pyle całkowitym [%] dla elektrofiltru Parametry gazów na wylocie z emitora Pył SO 2 NO NO 2 w [m/s] T [K] EDF E1 47,7 424,3 180,0 14,5 7, EDF E2 59,0 582,2 211,1 17,0 7, CEZ E2 17,0 388,4 71,8 5,8 6, CEZ E3(1) 0,5 81,4 108,9 8,8 17, CEZ E3(2) 1,0 93,4 110,3 8,9 18, AMP E1 8,7 90,8 20,7 1,7 8, AMP E2 13,0 142,9 44,7 3,6 9, dla filtru workowego < 0,625 12% 14% 0, % 11% 1-1,25 3% 6% 1,25-2,5 12% 22% 2,5-6 21% 24% % 15% % 5% > 15 21% 3% 76

14 Moduł suchej depozycji pyłowych zanieczyszczeń powietrza wymaga wprowadzenia wielkości emisji pyłu ogółem z podziałem na frakcję ziarnowe. Z powodu braku danych pomiarowych dotyczących udziału poszczególnych frakcji w emitowanym pyle, skład ziarnowy określono wskaźnikowo na podstawie danych zawartych w pracy [43]. Założone udziały masowe poszczególnych frakcji pyłów z uwzględnieniem rodzaju zainstalowanych urządzeń ochrony powietrza przedstawia Tabela 5.2. Model CALPUFF posiada również rozbudowany moduł przemian chemicznych RIVAD/ISORROPIA umożliwiający symulowanie tworzenia się wtórnych aerozoli nieorganicznych z prekursorów w fazie gazowej oraz dodatkowy moduł przemian w fazie ciekłej. Tworzenie się tych aerozoli uwarunkowane zależy od występujących warunków meteorologicznych (temperatura, wilgotność, promieniowanie słoneczne) oraz od poziomów stężeń ozonu (O 3 ), amoniaku (NH 3 ) i nadtlenku wodoru (H 2 O 2 ) w powietrzu atmosferycznym [44-47]. Powyższe moduły wymagają zatem wprowadzenia danych o poziomach tła ww. substancji. W tym celu do modelu wprowadzono godzinowe dane stężeń ozonu w powietrzu pochodzące ze stacji tła miejskiego zlokalizowanej w Krakowie przy ul. Bujaka. Problem stanowiły natomiast dane dotyczące poziomu tła H 2 O 2 i NH 3, gdyż w Krakowie nie monitoruje się tych substancji w powietrzu. Model wymaga w tym przypadku jednak wprowadzenia tylko wartości średniomiesięcznych. Średniomiesięczne wartości stężeń H 2 O 2 przyjęto na podstawie kampanii pomiarowej przeprowadzonej we Wrocławiu [48], a tło amoniaku określono na podstawie danych pochodzących z ciągłego monitoringu prowadzonego na stacjach tła miejskiego w różnych miastach Europy [49]. Średniomiesięczne stężenia ww. substancji przedstawia Tabela 5.3. Tabela 5.3. Zestawienie przyjętych do obliczeń średnich miesięcznych stężeń amoniaku i nadtlenku wodoru w powietrzu wyrażonych w ppb [48, 49] Miesiąc I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII NH 3 7,5 6,3 5,8 4,0 5,5 6,1 4,2 4,2 4,5 4,1 3,4 5,7 H 2 O 2 0,9 0,9 1,3 1,3 1,8 1,8 1,8 1,8 1,3 1,3 0,9 0,9 Przyjmując powyższe założenia wykonano obliczenia propagacji zanieczyszczeń w powietrzu atmosferycznym z analizowanych instalacji z uwzględnieniem scharakteryzowanych czynników topograficznych i meteorologicznych oraz rzeczywistej emisji za rok W wyniku przeprowadzonych obliczeń otrzymano rozkłady przestrzenne stężeń w powietrzu zanieczyszczeń gazowych (w tym SO 2 i NO 2 ), pyłów pierwotnych (w tym pyłu PM10 i PM2,5), a także pyłów wtórnych (w tym (NH 3 ) 2 SO 4 i NH 3 NO 3 ). Wtórne aerozole nieorganiczne powstające w wyniku ustalenia się równowagi termodynamicznej prekursorów w fazie gazowej traktowane są jako cząstki stałe o zastępczej średnicy aerodynamicznej poniżej 1 µm. Związku z powyższym zostały one zakwalifikowane do frakcji PM2.5, a prezentowane w kolejnym rozdziale wyniki obliczeń PM10 i PM2,5 stanowią sumę pyłów pierwotnych i wtórnych. 77

15 5.4 Wyniki obliczeń i dyskusja Symulacja warunków meteorologicznych Wyniki symulacji warunków meteorologicznych wykonanych dla przyjętej siatki obliczeniowej na podstawie danych pochodzących z 18 stacji meteorologicznych przedstawiono na Rys. 5.6 i Rys Zamieszczone na Rys. 5.6 uśrednione w przestrzeni róże wiatrów za rok 2012 dla czterech wybranych warstw (o wysokości 20, 40, 80 i 160 m n.p.t.) wskazują, że w analizowanym obszarze dominują wiatry wiejące z zachodu oraz wschodu. Występują one odpowiednio na poziomie ponad 55 i 28% czasu rozpatrywanego roku. Udziały wiatrów południowych są znikome, nie przekraczające 3%, natomiast w zależności od wysokości nad poziomem terenu udziały wiatrów północnych mieszczą się w przedziale od 9 do 14%. a) b) c) d) Rys Uśrednione róże wiatrów w analizowanym obszarze badań otrzymane dla roku 2012 na wysokościach obliczeniowych: a) 20 m, b) 40 m, c) 80 m d) 160 m n.p.t. Przedstawione róże wiatru wskazują, że wraz z wzrostem wysokości względem poziomu terenu następuje lekkie odchylenie kierunku wiatru, zmierzające do lekkiego wzro- 78

16 stu wiatrów północnych i południowych oraz spadku częstości występowania wiatrów wschodnich. Kształty symulowanych róż wiatrów do wysokości 160 m wskazują, że są one w silnym stopniu uzależnione od warunków topograficznych występujących na analizowanym obszarze badań. Zarówno od strony północnej, jak i południowej obszar ten jest bowiem ograniczony wzniesieniami, których maksymalne przewyższenia sięgają 200 m i determinują przepływ wiatru tylko w dwóch kierunkach. Należy zwrócić uwagę, że prezentowane dane odnoszą się do wartości uśrednionej w przestrzeni, stąd nie odzwierciedlają one pełnej charakterystyki obszaru badań, tylko wskazują główne trendy przepływu mas powietrza. Powyższe podejście jest uzasadnione ze względu na stosunkowo nieduży obszar badań, w którym nie dochodzi do drastycznych zmian przepływu mas powietrza względem położenia w przestrzeni, a zróżnicowanie kierunków przepływu ma miejsce z reguły w zakresie od kilku do kilkudziesięciu stopni. Przedstawiona na Rys. 5.7 charakterystyka rozkładów prędkości wiatru na różnych wysokościach wskazuje, że w rozpatrywanym obszarze obliczeniowym na wysokości 20 m n.p.t. przez ponad 60% czasu w roku występują cisze (wiatry poniżej 0,5 m/s) oraz wiatry słabe (od 0,5 do 2 m/s). Duży udział cisz i słabych wiatrów znajduje swoje odzwierciedlenie także w wynikach pomiarów rejestrowanych na przydrożnych stacjach pogodowych, położonych zwykle kilka m n.p.t. Warunki meteorologiczne panujące w tej najniższej modelowanej warstwie są silnie zdeterminowane blokującym działaniem terenu oraz gęstą zabudową. Wraz ze wzrostem wysokości oddziaływanie powyższych elementów jest mniejsze, udziały ciszy i słabych wiatrów maleją, rośnie natomiast częstość występowania wiatrów silnych. Pomimo to w analizowanym obszarze badań nawet do wysokości 160 m występują niekorzystne warunki meteorologiczne z punktu widzenia rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń w powietrzu. Rys Graficzne przedstawienie częstości występowania uśrednionej prędkości wiatru w obszarze obliczeniowym za rok 2012 dla wybranych czterech modelowanych warstw wysokościowych Udziały wiatrów silnych i bardzo silnych (>10 m/s) są znikome, a dominującą rolę w każdej z analizowanych wysokości odgrywają wiatry słabe (2-4 m/s) i bardzo słabe (0,5-2 m/s), które występują przez co najmniej 25 % czasu w skali roku w przypadku 79

17 wszystkich warstw przedstawionych na Rys Dopiero na wyższych wysokościach obliczeniowych charakterystyka udziałów poszczególnych kierunków wiatru ulega odwróceniu. Dominującą rolę na dużych wysokościach stanowią już wiatry silne i bardzo silne, choć do wysokości 1000 m n.p.t. ciągle występuje istotny, co najmniej 20% udział wiatrów słabych. Występująca w roku 2012 róża wiatrów wskazuje, że najczęściej narażone na oddziaływanie rozpatrywanych instalacji w analizowanym okresie były tereny położone na wschód i zachód względem ich lokalizacji. Z kolei długotrwałe występowanie na badanym obszarze cisz i wiatrów słabych może przyczyniać się do kumulacji zanieczyszczeń emitowanych na tym obszarze i podkreślać znaczny wpływ warunków meteorologicznych na kształtowanie się wysokich wartości stężeń chwilowych (uśrednionych dla okresu 1 godziny) i średnich dobowych w powietrzu przy powierzchni terenu Ocena wpływu na jakość powietrza Zgodnie z obowiązującymi w Polsce kryteriami oceny jakości powietrza, wyniki obliczeń stężeń zanieczyszczeń powodowanych w powietrzu przez źródła emisji odnoszone są do odpowiednich poziomów dopuszczalnych wynikających z rozporządzenia Ministra Środowiska z dnia 24 sierpnia 2012 r. w sprawie poziomów niektórych substancji w powietrzu [26], a w przypadku ich braku do wartości odniesienia zamieszczonych w rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 26 stycznia 2010 r. w sprawie wartości odniesienia dla niektórych substancji w powietrzu [50]. Wyniki obliczeń pierwszych czterech najwyższych stężeń maksymalnych jednogodzinnych (S 1max1 4 ) pyłu PM10 i PM2,5 oraz SO 2 i NO 2 uzyskanych w przyjętej siatce obliczeniowej dla łącznego oddziaływania wszystkich rozpatrywanych instalacji przedstawia Tabela 5.4. Tabela 5.4. Zestawienie wyników obliczeń czterech najwyższych stężeń maksymalnych jednogodzinnych uzyskanych w przyjętej siatce obliczeniowej dla wybranych substancji Substancja Stężenia maksymalne jednogodzinne [µg/m 3 ] Poziom dopuszczalny lub wartość odniesienia S D 1 [µg/m 3 1max1 S 1max2 S 1max3 S 1max3 ] PM PM2, SO NO Analizując otrzymane wyniki, można stwierdzić, że stężenia maksymalne jednogodzinne przewyższają odpowiednie poziomy dopuszczalne lub wartości odniesienia uśrednione dla okresu 1 godziny (D 1 ) [26, 50] tylko w przypadku dwóch pierwszych maksimów stężeń jednogodzinnych pyłu PM10 (S 1mx1 i S 1max2 ) oraz najwyższego ze stężeń maksymalnych jednogodzinnych SO 2 (S 1max1 ). Przekroczenia te mieściły się jednak w dopuszczalnej częstości przekroczeń wartości odniesienia D 1 w ciągu roku (wynoszącej 0,2% czasu roku w przypadku PM10 i 0,274% czasu w roku w przypadku SO 2 [50], tak więc standardy jakości powietrza w tym zakresie można było uznać za dotrzymane. W przypadku NO 2 najwyższe ze stężeń maksymalnych jednogodzinnych (S 1max1 ) wynikające ze skumulowanego oddziaływania analizowanych obiektów wystąpiło nieco 80

18 poniżej poziomu dopuszczalnego D 1. Z kolei pierwsze cztery maksima stężeń pyłu PM2,5 wystąpiły na poziomie ok % analogicznych maksimów stężeń pyłu PM10 w danym punkcie. Nie jest możliwe porównanie stężeń maksymalnych jednogodzinnych PM2,5 z poziomami dopuszczalnymi z uwagi na brak jednogodzinnych wartości odniesienia. Szczegółowa analiza przyczyn występowania ponadnormatywnych stężeń maksymalnych jednogodzinnych PM10 w powietrzu dla rozpatrywanych instalacji pozwala na stwierdzenie, że miały one miejsce odpowiednio 6 października i 29 września analizowanego roku i wiązały się ze zwiększoną emisją pyłu (na poziomie ok. 1 kg/s) z jednego z emitorów Elektrociepłowni EDF, wynikającą z rozruchu kotła (co odbywa się przy wyłączonym elektrofiltrze). Emisji tej towarzyszyły bardzo niska prędkość wylotowa spalin (poniżej 2 m/s) i niesprzyjające warunki meteorologiczne słaby wiatr (odpowiednio 1,4 i 2,4 m/s), niska wysokość warstwy mieszania (na poziomie 300 m) oraz stan równowagi atmosfery lekko chwiejny ( r.) i obojętny ( r.). Rys Rozkład przestrzenny stężeń maksymalnych jednogodzinnych pyłu PM10 w powietrzu przy powierzchni terenu wynikający z łącznego oddziaływania analizowanych instalacji [ g/m 3 ] Powyższe parametry wskazują, że tego typu maksimów można się spodziewać tylko podczas tej fazy rozruchu instalacji (co jest zaliczane do sytuacji odbiegającej od normalnej), której towarzyszy wysoka emisji pyłu (w przypadku spalania ciężkiego oleju opałowego będzie to głównie sadza) i niska prędkość gazów odlotowych. Zalecane jest, żeby 81

19 unikać prowadzenia rozruchu kotłów przy występowaniu niesprzyjających warunków atmosferycznych (np. przy pogodzie bezwietrznej). Najwyższe ze stężeń maksymalnych jednogodzinnych pyłu PM10 w powietrzu uzyskano dla emitorów pracujących w ramach instalacji EDF, nie mniej jednak należy pamiętać, że tylko dla tych emitorów uwzględniono dane emisyjne z rozdzielczością jednogodzinną. Emisja z pozostałych instalacji z uwagi na dostępną rozdzielczość danych nie mogła odzwierciedlić maksimów jednogodzinnych, w tym sytuacji związanych z rozruchem kotłów. Uzyskane w wyniku przeprowadzonych obliczeń przestrzenne rozkłady stężeń maksymalnych jednogodzinnych poszczególnych rozpatrywanych substancji w powietrzu zamieszczono na Rys. 5.8 (pył PM10 pochodzenia pierwotnego i będący efektem tworzenia się wtórnych aerozoli nieorganicznych), Rys. 5.9 (SO 2 ) i Rys (NO 2 ). Jak wynika z Rys. 5.8, maksima stężeń jednogodzinnych pyłu PM10 w powietrzu przewyższające wartość odniesienia D 1 (wynoszącą 280 μg/m 3 [50]), wystąpiły w obszarze położonym na północ (Kraków Czyżyny) i wschód (Kraków Nowa Huta - Mogiła) od Elektrociepłowni EDF. Rys Rozkład przestrzenny stężeń maksymalnych jednogodzinnych SO 2 w powietrzu przy powierzchni terenu wynikający z łącznego oddziaływania analizowanych instalacji [ g/m 3 ] W przypadku Elektrowni Skawina (CEZ) najwyższe wartości stężeń maksymalnych jednogodzinnych wystąpiły na poziomie nie przekraczającym 50% wartości odniesienia 82

20 D 1, co jest konsekwencją bardziej rozbudowanego systemu oczyszczania spalin, niższymi poziomami emisji pyłu oraz stosunkowo wysokimi prędkościami gazów na wylocie z emitora. Oddziaływanie to jest zatem znacznie mniejsze pomimo dwukrotnie niższych emitorów w stosunku do elektrociepłowni zlokalizowanych na terenie miasta Krakowa. Z przedstawionego na Rys. 5.9 przestrzennego rozkładu stężeń maksymalnych jednogodzinnych SO 2 w powietrzu wynika, że stężenia przewyższające wartość odniesienia D 1 (wynoszącą 350 μg/m 3 [50]) oraz występujące na poziomie rzędu μg/m 3 znajdują są na zachód od Elektrociepłowni EDF (w jej bezpośrednim sąsiedztwie). Większe enklawy podwyższonych stężeń maksymalnych jednogodzinnych SO 2 (na poziomie co najmniej 150 μg/m 3 ) w rozpatrywanym okresie uzyskano także w odległości do ok. 4-6 km na południowy zachód od tego zakładu oraz w rejonie Bronowic i Prądnika Białego. W obszarze miasta Krakowa stężenia maksymalne jednogodzinne SO 2 w powietrzu przy powierzchni terenu, wynikające z łącznego oddziaływania analizowanych instalacji, w niewielu punktach osiągały poziom niższy niż 50 μg/m 3. Rys Rozkład przestrzenny stężeń maksymalnych jednogodzinnych NO 2 w powietrzu przy powierzchni terenu wynikający z łącznego oddziaływania analizowanych instalacji [ g/m 3 ] Przedstawiony z kolei na Rys przestrzenny rozkład stężeń maksymalnych jednogodzinnych NO 2 wskazuje, że stężenia na poziomie ponad 50% wartości odniesienia 83

21 D 1 (wynoszącej 200 μg/m 3 [50]) zlokalizowane są w bliskim sąsiedztwie instalacji należących do EDF i CEZ. Szczególną uwagę zwraca fakt, że stężenia w zakresie µg/m 3 (25-50 % D 1 ), mogą wystąpić też w stosunkowo odległych miejscach, np. w południowej części Krakowa (Bieżanów, Piaski Wielkie), a także w części północnej (Mistrzejowice) i zachodniej (Mydlniki). Pomimo że analizowane obiekty odprowadzają zanieczyszczenia za pomocą wysokich emitorów punktowych, często o wysokościach większych niż graniczne przewyższenia terenu, to maksymalne wartości powodowanych przez nie stężeń jednogodzinnych NO 2 w powietrzu koncentrują się w granicach miasta Krakowa. Najwyższe ze stężeń maksymalnych jednogodzinnych zanieczyszczeń gazowych (SO 2 i NO 2 ) wystąpiły tego samego dnia (22 kwietnia 2012 r.) oraz w tym samym punkcie (w odległości ok m w kierunku zachodnim od Elektrociepłowni EDF). Wystąpienia tych maksimów zdeterminowane było przez długotrwałe utrzymywanie się w godzinach porannych ciszy (wiatru nie przekraczającego 0,5 m/s). Dodatkowym czynnikiem mogącym przyczynić się do tej sytuacji była niska prędkość gazów odlotowych z jednego z emitorów EDF, nie przekraczająca 4 m/s. Tabela 5.5 przedstawia wartości czterech najwyższych stężeń 24-godzinnych (S 24max1 4 ) i maksima stężeń średniorocznych (S amax ) otrzymane dla poszczególnych substancji w przyjętym obszarze obliczeniowym. Jak wynika z danych zestawionych w tej tabeli, analizowane obiekty mogą powodować maksymalne wartości stężeń 24- godzinnych na poziomie nieco przekraczającym 50% poziomu dopuszczalnego D 24 w powietrzu określonego dla PM10 i SO 2. Tabela 5.5. Zestawienie wyników obliczeń czterech najwyższych stężeń 24-godzinnych i maksymalnych stężeń średniorocznych uzyskanych w przyjętej siatce obliczeniowej dla wybranych substancji Substancja Maksymalne stężenia 24-godzinne (S 24max ) i średnioroczne (S amax ) [µg/m 3 ] Poziomy dopuszczalne lub wartości odniesienia [µg/m 3 ] S 24max1 S 24max2 S 24max3 S 24max4 S amax D 24 D a PM10 33,4 29,1 27,3 25,7 3, PM2,5 32,7 28,6 26,8 25,3 3,63-25 SO 2 78,8 60,3 47,8 40,4 6, NO 2 39,8 27,4 26,1 25,0 4,26-40 Trzy najwyższe stężenia 24-godzinne PM10 w powietrzu miały miejsce w dniach 24 i 25 lutego oraz 6 października analizowanego roku. Maksimum spośród tych stężeń wystąpiło 6 października i jego wartość zdeterminowana była pojawieniem się kilku wysokich wartości stężeń 1-godzinnych wynikających w głównej mierze z intensyfikacji emisji pyłu z Elektrociepłowni EDF w trakcie rozruchu instalacji i niskiej prędkości wylotowej gazów odlotowych z jednego z emitorów. Natomiast w okresie lutego ani emisja, ani też prędkość gazów odlotowych nie odbiegały istotnie od siebie i utrzymywały się na poziomie zbliżonym do wartości średnich (zob. Tabela 5.1). Panujące wówczas warunki meteorologiczne były o tyle niekorzystne, że w tych dniach przez cały czas utrzymywał się ten sam kierunek wiatru, co powodowało skumulowanie się oddziaływania instalacji w tym samym sektorze róży wiatrów. W przypadku zanieczyszczeń gazowych wystąpienie wysokich wartości stężeń 24-godzinnych miało również miejsce 84

22 w dniach lutego, ale bezwzględne maksimum tych stężeń uzyskano w dniu 25 grudnia i było ono zdeterminowane przez niekorzystne warunki meteorologiczne (cisza wiatrowa, niska wysokość warstwy mieszania i dominacja stałej równowagi atmosfery). Najwyższe wartości stężeń średniorocznych uzyskane w analizowanym obszarze (Tabela 5.5) wskazują, że badane instalacje nie powodowały w roku 2012 występowania nadmiernie podwyższonych poziomów stężeń średniorocznych w powietrzu przy powierzchni terenu. W przypadku pyłu PM10 i PM2,5 maksima stężeń średniorocznych uzyskano odpowiednio na poziomie 9 i 15% poziomu dopuszczalnego D a. Natomiast w przypadku SO 2 i NO 2 otrzymano je na poziomie odpowiednio 30 i 11 % odpowiednich wartości dopuszczalnych. Przedstawione na kolejnych rysunkach przestrzenne rozkłady stężeń średniorocznych pyłu PM10 (Rys. 5.11), SO 2 (Rys. 5.12) i NO 2 (Rys. 5.13) wskazują, że najwyższe wartości tych stężeń wystąpiły w północnej części gminy Skawina w odległości ok. 1-2 km na wschód od Elektrowni Skawina, a ich podwyższone wartości także w północnej części gminy Mogilany. Rys Rozkład przestrzenny stężeń średniorocznych pyłu PM10 w powietrzu przy powierzchni terenu wynikający z łącznego oddziaływania analizowanych instalacji [ g/m 3 ] W obrębie miasta Krakowa najwyższe stężenia średnioroczne PM10, SO 2 i NO 2 w powietrzu otrzymano na poziomie nie przekraczającym odpowiednio: 3,0; 3,5 i 2,5 85

23 µg/m 3. Wystąpiły one w kierunku wschodnim od instalacji EDF i AMP, w więc na terenie przemysłowym, niezurbanizowanym lub o niskiej zabudowie rozproszonej (rejon Mogiły). Wśród silnie zurbanizowanych obszarów miasta należy zwrócić uwagę na obszar Starego Miasta, Kazimierza i Grzegórzek, gdzie stężenia średnioroczne rozpatrywanych substancji w powietrzu, wynikające z potencjalnego oddziaływania analizowanych instalacji, mogą występować odpowiednio na poziomie ok. 0,8-1,5 µg/m 3 (PM10), 1,0-1,8 µg/m 3 (SO 2 ) i 0,8-1,6 µg/m 3. Kolejnym nieco bardziej zagrożonym terenem pod względem powodowanych w powietrzu stężeń średniorocznych rozpatrywanych zanieczyszczeń (zwłaszcza w zakresie pyłu PM10) jest obszar rozciągający się pomiędzy Prądnikiem Czerwonym, Mistrzejowicami i północnymi osiedlami Nowej Huty, w obrębie którego w analizowanym roku uzyskano zwiększone oddziaływanie emisji z Siłowni AMP. W pozostałych gęsto zaludnionych obszarach Krakowa powodowane w powietrzu stężenia średnioroczne są już nieco mniejsze. Położenie stref najbardziej narażonych na emisję z badanych obiektów ma bezpośredni związek z przedstawionymi na Rys. 5.6 uśrednionymi różami wiatrów, wskazującymi na wysoką częstość występowania wiatrów zachodnich i wschodnich. Rys Rozkład przestrzenny stężeń średniorocznych SO 2 w powietrzu przy powierzchni terenu wynikający z łącznego oddziaływania analizowanych instalacji [ g/m 3 ] 86

24 Jak wynika z przeprowadzonych obliczeń rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń w powietrzu dla danych z roku 2012, wpływ rozpatrywanych instalacji na poziom powodowanych w powietrzu przy powierzchni terenu stężeń maksymalnych jednogodzinnych może być znaczny, ale jest on ograniczony czasowo (pojedyncze godziny w roku) i przestrzennie (tereny położone w rejonie maksymalnego oddziaływania emisji z Elektrociepłowni EDF, koncentrującego się na wschód i północny wschód od tego obiektu w przypadku pyłu PM10 i PM2,5 oraz na zachód od tego obiektu w przypadku SO 2 i NO 2 ). Im dłuższy jest czas uśredniania wyników obliczeń stężeń zanieczyszczeń w powietrzu, tym bardziej maleją ich maksymalne wartości otrzymane w obszarze obliczeniowym, także w odniesieniu do odpowiednich poziomów dopuszczalnych. Przykładowo maksima stężeń średniorocznych w zależności od substancji uzyskano na poziomie ok % wartości dopuszczalnej D a. W przypadku stężeń średniorocznych w większym stopniu odzwierciedla się już wpływ na jakość powietrza pozostałych rozpatrywanych instalacji Elektrowni Skawina (CEZ) i Siłowni AMP. Rys Rozkład przestrzenny stężeń średniorocznych NO 2 w powietrzu przy powierzchni terenu wynikający z łącznego oddziaływania analizowanych instalacji [ g/m 3 ] W analizowanym okresie najwyższe wartości stężeń średniorocznych zanieczyszczeń gazowych (SO 2 i NO 2 ) otrzymano np. w pobliżu Elektrowni Skawina, co wynika głównie z emisji SO 2 i NO x z tego zakładu, zachodzącej poprzez emitory o ok. dwukrot- 87