Ocena wpływu nowo budowanej spalarni odpadów komunalnych w Krakowie na jakość powietrza z wykorzystaniem modelu CALMET/ CALPUFF

From the SelectedWorks of Robert Oleniacz June 1, 2014 Ocena wpływu nowo budowanej spalarni odpadów komunalnych w Krakowie na jakość powietrza z wykorzystaniem modelu CALMET/ CALPUFF Mateusz Rzeszutek Robert Oleniacz Available at: http://works.bepress.com/robert_oleniacz/49/

OCENA WPŁYWU NOWO BUDOWANEJ SPALARNI ODPADÓW KOMUNALNYCH W KRAKOWIE NA JAKOŚĆ POWIETRZA Z WYKORZYSTANIEM MODELU CALMET/CALPUFF Mateusz RZESZUTEK, Robert OLENIACZ AGH Akademia Górniczo-Hutnicza im. Stanisława Staszica w Krakowie Wydział Geodezji Górniczej i Inżynierii Środowiska Katedra Kształtowania i Ochrony Środowiska al. A. Mickiewicza 30, 30-059 Kraków rzeszut@agh.edu.pl STRESZCZENIE W pracy przedstawiono rezultaty przeprowadzonej oceny wpływu na jakość powietrza Zakładu Termicznego Przekształcania Odpadów Komunalnych (ZTPOK) w Krakowie, którego budowa ruszyła jesienią 2013 r., a planowanego do uruchomienia do końca roku 2015. Modelowanie rozprzestrzenia się zanieczyszczeń w powietrzu atmosferycznym przeprowadzono dla emisji zanieczyszczeń przyjętych na poziomie standardów emisyjnych z instalacji spalania odpadów. W procesie obliczeniowym zastosowano procesor meteorologiczny CALMET oraz wielowarstwowy gaussowski model obłoku CALPUFF, którego algorytmy uwzględniają m.in. zróżnicowanie ukształtowania terenu. W tym celu wykorzystano dane wysokościowe terenu Shuttle Radar Topography Mission (SRTM3) oraz pokrycia terenu Corine Land Cover 2006 (CLC 2006) o rozdzielczości około 100 m. 1. Wstęp Zakład Termicznego Przekształcania Odpadów Komunalnych (ZTPOK) w Krakowie stanowić będzie jeden z ważniejszych elementów systemu gospodarki odpadami obszaru Gminy Miejskiej Kraków. Jego budowa realizowana jest w ramach projektu Program gospodarki odpadami komunalnymi w Krakowie, który znajduje się na liście projektów indywidualnych dla Programu Operacyjnego Infrastruktura i Środowisko. Beneficjentem projektu jest Krakowski Holding Komunalny S.A. w Krakowie, który będzie także odpowiedzialny za prawidłowe funkcjonowanie i eksploatację zakładu [1, 2]. W trakcie procesu spalania w ZTPOK powstawać będą gazy odlotowe, które przed odprowadzeniem do atmosfery zostaną oczyszczone do poziomu umożliwiającego spełnienie standardów emisyjnych określonych w rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 22 kwietnia 2011 r. w sprawie standardów emisyjnych z instalacji [3]. Zgodnie z obowiązującymi przepisami dla nowopowstających obiektów spalania odpadów wymagane jest przeprowadzenie kompleksowej oceny odziaływania na środowisko. W przypadku oceny wpływu na jakość powietrza stosuje się techniki modelowania rozprzestrzeniania się emitowanych zanieczyszczeń w powietrzu. W Polsce modelem stosowanym powszechnie do tego celu jest tzw. model smugi Gaussa [4,5], nie uwzględniający m.in. przestrzennej zmienności czynników meteorologicznych i topograficznych. Wyniki przeprowadzonej oceny oddziaływania planowanego ZTPOK w Krakowie na jakość tego typu modelem zostały przedstawione m.in. w pracach [6, 7]. W niniejszej pracy do obliczeń rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń powietrza wykorzystano system modeli CALMET/CALPUFF wraz z preprocesorami towarzyszącymi, znaj-

353 dujący coraz szersze zastosowania także w naszym kraju (różnego rodzaju prace naukowe, prognozowanie jakości powietrza, programy ochrony powietrza) [8 14]. CALPUFF jest to wielowarstwowy, niestacjonarny gaussowski model obłoku, w którym dyspersja wewnątrz obłoku opisywana jest równaniem Gaussa i współczynnikami dyfuzji. Model posiada wiele rozbudowanych algorytmów opisujących wpływ ukształtowania terenu na rozprzestrzenianie się zanieczyszczeń, przemiany chemiczne, jak też suchą i mokrą depozycję cząstek stałych i gazowych. Uwzględniana on efekty związane z wpływem budynków, odchyleniem smugi na szczycie emitora, częściowym zanikiem smugi w warstwie inwersyjnej czy obniżeniem położenia przemieszczającego się obłoku w wyniku depozycji zanieczyszczeń. Posiada możliwość zdefiniowania czterech różnych typów źródeł emisji punktowych, powierzchniowych, liniowych i objętościowych. Należy jednak pamiętać, że źródła liniowe dedykowane są dla emisji pochodzącej z sektora komunalnego, a nie komunikacyjnego [15, 16]. 2. Charakterystyka obiektu badań Budowa ZTPOK w Krakowie, stanowiącego obiekt badań, rozpoczęła się w listopadzie 2013 r., z planowanym oddaniem do użytku pod koniec roku 2015. Zakład ten został zlokalizowany w dzielnicy XVIII Nowa Huta przy ul. Giedroycia (rys. 1). Będzie on wyposażony w dwie niezależne linie spalania odpadów komunalnych oparte na piecach rusztowych i odpowiedni system oczyszczania gazów odlotowych. Dodatkowo w zakładzie tym zostanie zastosowana instalacja zestalania i chemicznej stabilizacji popiołów lotnych (pozostałości po procesie oczyszczania gazów odlotowych) oraz instalacja waloryzacji żużla i odzysku metali żelaznych i nieżelaznych [7, 17]. W ZTPOK w Krakowie przetwarzanych będzie ok. 220 000 Mg/rok odpadów komunalnych. Maksymalna wydajność każdej linii spalania wynosi 14,1 Mg/h, a zakładany czas pracy ok. 7800 h/rok (z możliwością jego indywidualizacji). Proces spalania prowadzony będzie w temperaturze rzędu 850 C, a zintegrowana z piecem komora dopalania zapewni wymagany czas przebywania spalin w tej temperaturze (min. 2 s). Za podtrzymanie temperatury na odpowiednio wysokim poziomie odpowiedzialne będą palniki rozruchowowspomagające zasilane olejem opałowym. Termiczne przekształcanie w tego typu instalacjach prowadzone jest przy wysokim stosunku nadmiaru powietrza. Powietrze pierwotne wprowadzane jest do pieca z hali rozładunkowej przy pomocy wentylatorów i dysz zlokalizowanych pod rusztem, a powietrze wtórne podawane jest dyszami w górnej części pieca. Tym samym uzyskiwany jest wysoki stopień dopalenia produktów niezupełnego i niecałkowitego spalania. System oczyszczania spalin oparty będzie na metodzie półsuchej (dozowanie zawiesiny sorbentu wapniowego do wieży reakcyjnej) w połączeniu z metodą strumieniowo-pyłową (wtrysk węgla aktywnego do spalin przed wysokosprawnym urządzeniem odpylającym filtrem workowym). Zastosowanie tego systemu pozwoli na skuteczne zatrzymanie kwaśnych zanieczyszczeń gazowych (HCl, HF, SO 2 ) i pyłu, a także par metali ciężkich oraz dioksyn i furanów. W celu redukcji tlenków azotów (NO x ) przewiduje się zastosowanie metody selektywnej redukcji niekatalitycznej (SNCR), związanej z podawaniem mocznika do komory paleniskowej [2, 7]. Oczyszczone gazy odlotowe zawierające odpowiednie poziomy zanieczyszczeń powietrza odprowadzane będą do atmosfery przy pomocy dwóch identycznych emitorów, których charakterystykę przedstawiono w tabeli 1.

354 Rys. 1. Lokalizacja ZTPOK w Krakowie Tabela 1. Charakterystyka emitorów nowo budowanego ZTPOK w Krakowie Emitor Współrzędne w UTM Wysokość Średnica Wysokość podstawy X [km] X [km] [m] [m] emitora [m n.p.m.] E1 434,121 5545,654 80 1,6 193 E2 434,134 5545,555 80 1,6 193 3. Przygotowanie danych na potrzeby modelowania dyspersji zanieczyszczeń Proces przygotowania danych wejściowych do modelu CALMET/CALPUFF składa się z trzech zasadniczych etapów: utworzenie siatki obliczeniowej danych geofizycznych, określenie danych opisujących właściwości atmosfery, wraz z wykonaniem obliczeń trójwymiarowej siatki meteorologicznej, oraz wyznaczenie wielkości emisji. W trakcie tego procesu wykorzystuje się tzw. preprocesory przygotowania danych wejściowych do modelu. W niniejszej pracy przyjęto siatkę obliczeniową o wymiarach 26 26 km i rozdzielczości 100 100 m. Położenie tej siatki ustalono względem punktu o współrzędnych: x = 420,000, y = 5532,000 (układ odniesienia: WGS 84/UTM strefa 34).

355 3.1. Siatka danych geofizycznych Model meteorologiczny CALMET wymaga wprowadzenia tzw. danych geofizycznych, na które składają się numeryczny model ukształtowania i pokrycia terenu oraz współczynniki zależne od klasy pokrycia gruntów. Numeryczny modelu terenu przygotowano za pomocą aplikacji TERREL korzystając z bazy danych SRTM3 (Shuttle Radar Topography Mission) o rozdzielczości 3 (około 90 m). Dane SRTM3 pochodzą z międzynarodowej misji kosmicznej pod przewodnictwem Agencji Kosmicznej Stanów Zjednoczonych [18]. Dane przestrzenne pokrycia terenu pozyskano z bazy CLC 2006 (Corine Land Cover 2006), powstałej w ramach projektu realizowanego przez Europejską Agencję Ochrony Środowiska [19]. Dane te wymagają przetworzenia w oprogramowaniu typu GIS zgodnie z metodyką przedstawioną w pracy [20]. Tak przygotowane dane scalono do pliku GEO.DAT przy pomocy preprocesora MAKEGEO, który przypisuje dodatkowe cechy danemu segmentowi siatki obliczeniowej względem klas pokrycia terenu, tj. współczynnik szorstkości terenu, albedo (stosunek promieniowania odbitego do padającego), liczbę Bowena (stosunek ciepła pobranego przez powierzchnię wody do ilości ciepła zużytego na parowanie), strumień ciepła w gruncie, antropogeniczny strumień ciepła i wskaźnik pokrycia liściowego [15]. 3.2. Siatka czynników meteorologicznych Niezbędnym elementem procesu modelowania rozprzestrzeniana się zanieczyszczeń w powietrzy atmosferycznym jest przygotowanie szeregu plików danych wejściowych, zawierających czasową zmienność czynników meteorologicznych oraz wykonanie obliczeń zmiennych w czasie i przestrzeni warunków meteorologicznych w trójwymiarowej siatce. W tym celu wykorzystuje się tzw. preprocesory przygotowania danych meteorologicznych oraz model CALMET. Model ten wymaga przygotowania danych pochodzących z sondaży radarowych dostarczających informacji o prędkości i kierunku wiatru, temperaturze, ciśnieniu w przekroju pionowym atmosfery oraz naziemnych stacji meteorologicznych zawierających informację o polu wiatru, temperaturze, wilgotności, ciśnieniu, zachmurzeniu, wysokości podstawy chmur i kodzie opadów atmosferycznych. Istnieje również możliwość wprowadzenia informacji o wielkości opadów atmosferycznych i danych pochodzących z nadmorskich stacji meteorologicznych. System ten przystosowany jest również do implementacji danych pochodzących z prognostycznych modeli meteorologicznych takich jak MM5 (Fifth- Generation Penn State/NCAR Mesoscale Model) czy WRF (Weather Research and Forecasting Model) [15]. W niniejszej pracy wykorzystano dane pochodzące z 5 naziemnych stacji meteorologicznych (tabela 2) oraz sondaże radarowe z 3 stacji aerologicznych (tabela 3) za rok 2012. Tabela 2. Charakterystyka wykorzystywanych naziemnych stacji meteorologicznych USAF* Lokalizacja Współrzędne w UTM Wysokość Wysokość anemometru X, km Y, km m n.p.m. m n.p.t. 12560 Katowice 359,496 5566,061 284 14 12566 Kraków Balice 414,143 5548,215 237 14 12600 Bielsko-Biała 358,078 5519,758 399 14 12575 Tarnów 498,783 5541,668 209 14 12660 Nowy Sącz 477,563 5497,330 295 14 * numer identyfikacyjny naziemnej stacji meteorologicznej (Air Force Datsav3 station number)

356 Tabela 3. Charakterystyka wykorzystywanych stacji aerologicznych Numer Współrzędne w UTM Wysokość stacji Lokalizacja Stacji X, km Y, km m. n.p.m. 11952 Poprad Ganowce 449,562 5431,020 706 12425 Wrocław 215,833 5744,603 122 12374 Legionowo 497,297 5805,530 96 Dane te przetworzono odpowiednio przy pomocy preprocesorów SMERGE i READ62. Programy te tworzą pliki danych wejściowych czynników meteorologicznych o zdefiniowanej rozdzielczości czasowej. Dane ze stacji naziemnych charakteryzują się rozdzielczością czasową jednej godziny, a odstępy pomiędzy kolejnymi pomiarami pochodzącymi z sondaży radarowych w zależności od stacji i przyjętego okresu obliczeniowego wynoszą 6, 8 lub 12 godzin. Procesor meteorologiczny w oparciu o przygotowane dane tworzy trójwymiarową siatkę pola wiatru i temperatury oraz dwuwymiarową siatkę klas równowagi atmosfery, długości Monina-Obukhova, wysokości warstwy mieszania, prędkości tarcia, prędkości konwekcyjnej i wskaźnika opadu atmosferycznego. Dodatkowo w punkcie stacji przypisane są następujące parametry: temperatura, gęstość powietrza, promieniowanie krótkofalowe, wilgotność względna i kod opadu atmosferycznego. W przygotowanej na potrzeby niniejszej pracy trójwymiarowej siatce meteorologicznej za rok 2012 uwzględniono wpływ cech terenu na pole wiatru. Model w procesie obliczeniowym bierze pod uwagę efekty związane z kinematycznym wpływem terenu, blokującym działaniem wzniesień na przepływ mas powietrza, oraz spływ mas powietrza ze wzgórz. 3.3. Emisja zanieczyszczeń do powietrza atmosferycznego Emisję substancji zanieczyszczających z ZTPOK w Krakowie określono na podstawie obliczonego strumienia objętości spalin w odniesieniu do rzeczywistej zawartości tlenu i warunków umownych (temperatura 273 K, ciśnienie 101,3 kpa, gaz suchy) oraz średniodobowych standardów emisyjnych obowiązujących dla instalacji spalania odpadów [3]. Strumień objętości spalin suchych dla jednej linii spalania obliczono na podstawie przyjętego składu pierwiastkowego części palnych odpadów komunalnych. Wartość tego strumienia wyznaczono na poziomie 67782 m 3 /h. W tabeli 4 zestawiono średniodobowe standardy emisyjne (S d24 ) poszczególnych substancji w przeliczeniu na rzeczywistą zawartość tlenu oraz obliczone dla jednej linii spalania maksymalne emisje dobowe (E d ) i całkowite emisje roczne (E r ). W przypadku tych metali ciężkich, dla których standard emisyjny wyrażony jest w postaci sumy ich stężeń, emisje poszczególnych metali wyznaczono na podstawie średnich stężeń tych metali określonych w gazach odlotowych z wybranych europejskich spalarni odpadów komunalnych [21]. Wyznaczone maksymalne emisje dobowe (E d ) tych metali pochodzące z jednej linii spalania zestawiono w tabeli 5. 4. Obliczenia poziomów substancji w powietrzu Obliczenia stężeń substancji w powietrzu oraz suchego osiadania cząstek pyłu wykonano przy pomocy wielowarstwowego gaussowskiego modelu obłoku CALPUFF z włączeniem metody SCTA ( Simple CALPUFF Terrain Adjustments). Metoda ta jest uproszczeniem wyspecjalizowanych algorytmów uwzględniania ukształtowania terenu zawartych w CTDM (Complex Terrain Dispersion Model). Model suchej depozycji jest skorelowany z modułem

357 opisującym rozprzestrzenianie się zanieczyszczeń poprzez obniżenie wysokości środka przemieszczającego się obłoku o skumulowane skutki grawitacyjnego osiadania. Wielkość tego obniżenia jest funkcją prędkości osiadania i całkowitego czasu przemieszczenia od źródła do receptora. Prędkość osiadania w modelu wyznaczana jest na podstawie sumy oporów wynikających z szeregu właściwości materiału opadającego, właściwości powierzchni oraz parametrów atmosfery [15]. Tabela 4. Wyniki obliczeń emisji zanieczyszczeń do powietrza dla jednej linii spalania odpadów w ZTPOK w Krakowie Substancja S d24, mg/m 3 E d, kg/h E r, Mg/rok Pył ogółem (PM) 10,184 0,6903 5,384 Całkowity węgiel organiczny (TOC) 10,184 0,8242 6,429 w przeliczeniu na heksan Chlorowodór (HCl) 10,184 0,6903 5,384 Fluorowodór (HF) w przeliczeniu na fluor 1,0184 0,06558 0,5115 Dwutlenek siarki (SO 2 ) 50,921 3,452 26,93 Tlenek węgla (CO) 50,921 3,452 26,93 Tlenki azotu (NO x ) jako NO 2 203,684 13,81 107,7 Cd + Tl 0,05092 0,003452 0,02693 Hg 0,05092 0,003452 0,02693 Sb, As, Pb, Cr, Co, Cu, Mn, Ni + V 0,5092 0,03452 0,2693 Dioksyny i furany (PCDD/PCDF) w przeliczeniu na I-TEQ 0,1018 6,9 10-9 5,4 10-8 Tabela 5. Przyjęte emisje dobowe poszczególnych metali ciężkich (jedna linia spalania) Metal Cd Tl Sb As Pb Cr Co Cu Mn Ni V E d, g/h 2,588 0,8625 1,233 0,6164 27,12 0,6164 1,233 0,6164 0,6164 1,233 1,233 W obliczeniach dyspersji zanieczyszczeń w powietrzu przyjęto stałą emisję na poziomie średniodobowego standardu emisyjnego (tabele 4 i 5), a więc na poziomie maksymalnym dobowym. Założono ciągłą i równoczesną pracę obydwu linii spalania odpadów w okresie obliczeniowym wynoszącym jeden rok. W przypadku obliczeń suchej depozycji cząstek pyłowych przyjęto podział na frakcje zgodnie z danymi zawartymi w bazie danych CEIDARS [22], w przypadku której zawartość frakcji PM10 i PM2,5 dla emisji z procesu spalania odpadów komunalnych wynosi odpowiednio 98,3% i 93,2% pyłu ogółem. W tabeli 6 zestawiono otrzymane dla przyjętego obszaru i okresu obliczeniowego wyniki obliczeń (powodowanych w powietrzu przy powierzchni terenu) najwyższych ze stężeń maksymalnych jednogodzinnych (S 1max ), średniodobowych (S 24max ) i średniorocznych (S a max ), które odniesiono do odpowiednich poziomów dopuszczalnych i wartości odniesienia jednogodzinnych (D 1 ), średniodobowych (D 24 ) i średniorocznych (D a ) [5, 23]. Jak wynika z danych przedstawionych w tabeli 6, w przypadku emisji zanieczyszczeń powietrza na poziomie maksymalnym dobowym, wynikającym ze standardów emisyjnych, maksymalne stężenia w powietrzu, powodowane przez ZTPOK w Krakowie, są zwykle dużo niższe od odpowiednich poziomów dopuszczalnych lub wartości odniesienia. Relatywnie najwyższe wartości stężeń uzyskano w przypadku maksymalnych stężeń jednogodzinnych NO 2 (83,5% D 1 ) i SO 2 (12,0% D 1 ). Z przedstawionego na rys. 2 przestrzennego rozkładu maksymalnych stężeń jednogodzinnych NO 2 wynika, że stężenia na poziomie co najmniej 50% wartości D 1 wystąpiły w odległości od 500 do 1200 m od zespołu emitorów, a najwyższe poziomy tych stężeń uzyskano na wschód od emitorów spalarni.

358 Tabela 6. Porównanie otrzymanych w przyjętej siatce obliczeniowej najwyższych wartości stężeń maksymalnych jednogodzinnych (S 1max ), średniodobowych (S 24max ) i średniorocznych (S a max ) z odpowiednimi poziomami dopuszczalnymi lub wartościami odniesienia (D 1, D 24,D a ) Substancja Jednostka S 1max D 1 S 24max D 24 S a max D a PM10 μg/m 3 8,20 280 0,546 40 0,084 40 PM2.5 μg/m 3 7,78-0,527-0,079 25 NO 2 μg/m 3 167 200 11,3-1,71 40 SO 2 μg/m 3 41,6 350 2,83 125 0,425 20 TOC (C 6 H 14 ) μg/m 3 9,94 3000 0,169-0,102 1000 HCl μg/m 3 8,33 200 0,142-0,085 25 Fluor μg/m 3 0,79 30 0,0134-0,0081 2 CO μg/m 3 41,6 30000 0,708-0,427 - Hg ng/m 3 41,0 700 2,78-0,419 40 Cd ng/m 3 30,7 520 2,09-0,314 5 Tl ng/m 3 10,2 1000 0,70-0,105 130 Sb ng/m 3 14,7 23000 0,99-0,150 2000 As ng/m 3 7,3 200 0,50-0,075 200 Pb ng/m 3 322 5000 21,9-3,29 500 Cr ng/m 3 7,3 20000 0,50-0,075 2500 Co ng/m 3 14,7 5000 0,99-0,150 400 Cu ng/m 3 7,3 20000 0,50-0,075 600 Mn ng/m 3 7,3 9000 0,50-0,075 1000 Ni ng/m 3 14,7 230 0,99-0,150 20 V ng/m 3 14,7 2300 0,99-0,150 250 PCDD/PCDF fgteq/m 3 82,0-5,56-0,84 - Rys. 2. Rozkład stężeń maksymalnych jednogodzinnych NO 2 w powietrzu (µg/m 3 ) na fragmencie obszaru obliczeniowego o wymiarach 20 18 km

359 Maksymalne stężenia średniodobowe (S 24max ) w powietrzu przy powierzchni terenu, najbardziej odpowiadające przyjętym poziomom emisji, także uzyskano na stosunkowo niskim poziomie. W przypadku SO 2 i pyłu zawieszonego PM10, dla których są określone średniodobowe standardy jakości powietrza, stężenia te kształtują się na poziomie odpowiednio 2,3% i 1,4% poziomu dopuszczalnego D 24. Z kolei wyniki obliczeń najwyższych wartości stężeń średniorocznych (S a max ) w powietrzu otrzymano na jeszcze niższym poziomie w stosunku do odpowiednich poziomów dopuszczalnych lub wartości odniesienia, uśrednionych dla okresu roku kalendarzowego. Zawierają się one w zależności od substancji w przedziale od ok. 0,003% do 6,3 % wartości D a. Na rys. 3 przedstawiono przykładowy rozkład przestrzenny stężeń średniorocznych NO 2 w powietrzu dla fragmentu obszaru obliczeniowego, odzwierciedlający charakterystyczną dla rejonu Krakowa różę wiatrów. Wynika z niego, że w obszarach położonych w kierunku północno-zachodnim oraz południowym i południowowschodnim od ZTPOK w Krakowie długoterminowe odziaływanie tego zakładu na jakość powietrza będzie pomijanie małe. Rys. 3. Rozkład stężeń średniorocznych NO 2 w powietrzu (µg/m 3 ) na fragmencie obszaru obliczeniowego o wymiarach 20 18 km W przypadku PCDD/PCDF, dla których nie są określone poziomy dopuszczalne w powietrzu, stężenia maksymalne jednogodzinne, średniodobowe i średnioroczne otrzymane w przyjętym obszarze obliczeniowym wskazują, że analizowany zakład w niewielkim stopniu będzie przyczyniać się do pogorszenia stanu zanieczyszczenia powietrza tymi substancjami w Krakowie. Poziom tła tych substancji w Krakowie i innych obszarach miejskoprzemysłowych, a nawet niektórych obszarach wiejskich jest zdecydowanie większy [24 26]. Wyniki obliczeń suchej depozycji pyłu ogółem, ołowiu i kadmu, dla których są określone wartości odniesienia opadu substancji pyłowych na powierzchni terenu, uzyskano na

360 poziomie nie większym niż odpowiednio 17,3; 0,47 i 0,045 mg/m 2 /rok, co stanowi ułamek procenta ww. wartości odniesienia, wynoszących kolejno: 200000, 100 i 10 mg(m 2 rok) [5]. Wyniki obliczeń najwyższych ze stężeń maksymalnych w powietrzu oraz maksima stężeń średniorocznych przy powierzchni terenu otrzymanych dla tego obiektu we wcześniejszych pracach [6, 7], bazujących na najczęściej stosowanej w Polsce referencyjnej metodyce modelowania poziomów substancji w powietrzu [5], w większości przypadków uzyskano na poziomie zbliżonym do wyników otrzymanych w niniejszej pracy. Obliczenia te nie są jednak do końca porównywalne choćby z uwagi na nieco inny obszar obliczeniowy i stosowanie w poszczególnych pracach danych meteorologicznych z różnych okresów. 5. Podsumowanie Ocena wpływu nowo budowanego Zakładu Termicznego Przekształcania Odpadów Komunalnych w Krakowie na jakość powietrza przeprowadzona z wykorzystaniem średniozaawansowanego modelu dyspersji CALPUFF oraz rzeczywistych danych meteorologicznych za okres jednego roku (rok 2012) wykazała, że zakład ten nie powinien powodować istotnego pogorszenia jakości powietrza w Aglomeracji Krakowskiej. Krótkotrwałe występowanie stężeń w powietrzu na poziomie nieco ponad 80 % wartości dopuszczalnej możliwe jest jedynie w przypadku maksymalnych stężeń jednogodzinnych NO 2. W przypadku pozostałych emitowanych substancji ich stężenia w powietrzu powinny występować na poziomie wielokrotnie niższym od odpowiednich wartości odniesienia lub tła tych substancji. W szczególności analizowany zakład nie powinien przyczyniać się do zauważalnego wzrostu stężeń w powietrzu pyłu zawieszonego PM10 i PM2,5, co jest szczególnie istotne, gdyż w Krakowie nie są dotrzymywane standardy jakości powietrza określone dla ww. substancji. Praca powstała w ramach badań własnych AGH (grant dziekański). Literatura 1. Lista projektów indywidualnych dla Programu Operacyjnego Infrastruktura i Środowisko 2007-2013, aktualizacja listopad 2013. Portal Funduszy Europejskich, dostęp 31.03.2014, http://www.pois.gov.pl/wstepdofunduszyeuropejskich/documents/20131121_lista_pr ojektow_indywidualnych_poiis.pdf. 2. Portal: http://www.ekospalarnia.krakow.pl, dostęp 31.03.2014. 3. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 22 kwietnia 2011 w sprawie standardów emisyjnych z instalacji. Dz. U. 2011, Nr 95, poz. 558. 4. Bogacki M., Oleniacz R.: Referencyjna metodyka modelowania poziomów substancji w powietrzu na tle innych modeli obliczeniowych. Inżynieria Środowiska, 2004, tom 9, z. 1, 35 45. 5. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 26 stycznia 2010 r. w sprawie wartości odniesienia dla niektórych substancji w powietrzu. Dz. U. 2010., Nr 16, poz. 87. 6. Oleniacz R., Pilch M.: Ocena wpływu planowanego zakładu termicznego przekształcania odpadów komunalnych na jakość powietrza w Krakowie. Arch. Gosp. Odp. i Ochr. Środ., 2008, Vol. 9, 19 28. 7. Soxotec Polska Sp. z o.o.: Raport oddziaływania przedsięwzięcia na środowisko dla przedsięwzięcia: Budowa Zakładu Termicznego Przekształcania Odpadów przy ul. Giedroycia w Krakowie jako element projektu Program Gospodarki odpadami komunalnymi w Krakowie. Warszawa 2009.

8. Szczygłowski P., Mazur M.: Zastosowanie modelu Calmet/Calpuff do obliczeń poziomu stężeń zanieczyszczeń pochodzących z wysokich emitorów punktowych. Inżynieria Środowiska, 10, z. 2, 2005, pp. 195-205. 9. Szczygłowski P., Mazur M.: Modelling dispersion of air pollutants over the area of diversified relief based on the Calmet/Calpuff model. Environ. Prot. Eng., 2006, Vol. 32, No. 4, 73 77. 10. Trapp W.: The Application of CALMET/CALPUFF Models in Air Quality Assessment System in Poland. Arch. Environ. Prot., 2010, Vol. 36, No. 1, 63 79. 11. Hajto M. J., Godłowska J., Kaszowski W., Tomaszewska A.M.: System prognozowania rozprzestrzeniania zanieczyszczeń powietrza FAPPS założenia, możliwości, rozwój. W: Ochrona powietrza w teorii i praktyce, Tom 2 (red. J. Konieczyński). IPIŚ PAN, Zabrze 2012. 12. Bielawska M., Kałakowski T., Potrykus R., Stańczyk J. i Szymańska K.: Regionalny system zarządzania informacją o jakości powietrza. W: Ochrona powietrza w teorii i praktyce, Tom 2 (red. J. Konieczyński). IPIŚ PAN, Zabrze 2012. 13. Holnicki P., Nahorski Z.: Air quality modeling in Warsaw Metropolitan Area. J. Theor. Appl. Comput. Sci. (JTACS), 2013, Vol. 7, No. 1, 56 69. 14. Sówka I., Skrętowicz M., Zwoździak P., Guz Ł., Zwoździak J., Sobczuk H.: Zastosowanie wybranych modeli matematycznych do szacowania zasięgu szkodliwego oddziaływania instalacji przemysłu chemicznego w przypadku awarii. Ochr. Środ., 2013, 35, nr 2, 73 76. 15. Scire J.S., Robe F.R., Fernau M.E., Yamartino R J.: A User's Guide for the CALMET Meteorogical Model (Version 5). Concord, 2000. 16. Scire J.S., Strimaitis D.G., Yamartino R J.: A User's Giude for the CALPUFFF Dispersion Model. Concord, 2000. 17. Rzeszutek M., Oleniacz R.: Zakład Termicznego Przekształcania Odpadów Komunalnych w Krakowie założenia projektowe i stan realizacji budowy. Materiały z XI Konferencji Dla miasta i środowiska problemy unieszkodliwiania odpadów. Wydział Inżynierii Chemicznej i Procesowej Politechniki Warszawskiej, Warszawa, 25.11.2013. 18. Shuttle Radar Topography Mission (SRTM), https://lta.cr.usgs.gov/srtm2. 19. CORINE Land Cover (CLC) 2006, http://www.eea.europa.eu/data-and-maps/data/ corine-land-cover-2006-raster. 20. Rzeszutek M.: Przygotowanie danych przestrzennych na potrzeby modelowania rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń w powietrzu z wykorzystaniem modelu CAL- MET/CALPUFF. Prace Studenckiego Koła Naukowego Geografów Uniwersytetu Pedagogicznego w Krakowie, 2014, tom 2, 13 17. 21. European Commission: Integrated Pollution Prevention and Control. Reference Document on the Best Available Techniques for Waste Incineration. August 2006. 22. California Environmental Protection Agency: Air Resources Board CEIDARS 2.5 Database Structure, http://www.arb.ca.gov/ei/drei/maintain/dbstruct.htm. 23. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 18 września 2012 r. w sprawie poziomów niektórych substancji w powietrzu. Dz. U. 2012, poz. 1031. 24. Lohmann R., Jones K.C.: Dioxins and furans in air and deposition: a review of levels, behaviour and processes. Sci. Total Environ, 1998, Vol. 219, 53 81. 25. Chen T., Li X., Yan J., Lu S., Cen K.: Distribution of polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans in ambient air of different regions in China. Atmosph. Environ., 2011, Vol. 45, Issue 36, 6567 6575. 26. Colombo A. et al.: PCDD/Fs and PCBs in ambient air in a highly industrialized city in Northern Italy. Chemosphere, 2013, Vol. 90, 2352 2357. 361