Pobierz artykuł PDF

ZINTEGROWANE SYSTEMY WSPOMAGANIA DECYZJI
W ZARZ
DZANIU JAKOCI
RODOWISKA
PIOTR HOLNICKI
Instytut Bada Systemowych PAN, Warszawa
Streszczenie
W pocztkowym okresie rozwoju modeli jakoci powietrza atmosferycznego, ich
przeznaczeniem było przede wszystkim prognozowanie rozprzestrzeniania si zanieczyszcze i analizowanie ewentualnych skutków rodowiskowych. W ostatnich latach
nastpuje rozwój tzw. systemów zintegrowanych, które uwzgldniaj pewne dodatkowe warunki i ograniczenia, np. typu ekonomicznego lub technologicznego. System
taki, poza bezporednim generowaniem prognoz propagacji zanieczyszcze, ma
umoliwia analiz rónych scenariuszy rozwoju (pod ktem ich efektów ekologicznych), moe te stanowi narzdzie wspomagajce podejmowanie decyzji. Wykorzystanie metod optymalizacyjnych daje ponadto moliwo analizowania i wyznaczania najkorzystniejszej w danych warunkach strategii, z punktu widzenia ochrony rodowiska, kosztów lub skutków zdrowotnych. W pracy omówiono podstawowe problemy dotyczce konstrukcji tego typu systemów oraz obszarów ich moliwych zastosowa.
Słowa kluczowe: zanieczyszczenia atmosferyczne, model transportu zanieczyszcze, system
wspomagania decyzji, system zintegrowany
1. Skala przestrzenno-czasowa procesów propagacji zanieczyszcze powietrza
Pojcie jakoci powietrza atmosferycznego obejmuje bardzo szerokie spektrum zagadnie,
zarówno ze wzgldu na rodzaj zanieczyszcze branych pod uwag (zanieczyszczenia gazowe,
pyły, smog, depozycja kwanych zwizków chemicznych), skal procesów z nimi zwizanych (od
efektów lokalnych, do obejmujcych całego globu), a take ze wzgldu na wywoływane efekty
rodowiskowe (zakwaszenie gleby, wód powierzchniowych i podziemnych, niszczenie obszarów
lenych i upraw rolniczych, zmiany klimatyczne, degradacja stratosferycznej warstwy ozonowej).
Bardzo istotny jest take ostateczny wpływ tych zanieczyszcze na zdrowie ludzkie [9,14].
W zwizku z przewidywan eksplozj demograficzn w niektórych czciach wiata
i równoczesnym wzrostem uprzemysłowienia, problemy te bd gwałtownie narasta, o ile nie
zostan zawczasu wdroone skuteczne strategie kontroli jakoci powietrza, ograniczajce stopie
degradacji rodowiska.
Zanieczyszczenia s emitowane do atmosfery zarówno ze ródeł naturalnych (np. erupcja
wulkanów, emisja oceanów, zanieczyszczenia organiczne), jak równie bezporednio zwizanych
z działalnoci gospodarcz (energetyka, przemysł, gospodarka komunalna, rolnictwo, sie transportowa) i mog wystpowa w rónych postaciach, np. gazowej (SO2, CO2, NOx, NH4, ozon),
dwufazowej (zanieczyszczenia pyłowe, mikroorganizmy) lub trójfazowej (aerozole). Zanieczyszczenia pierwotne, tzn. emitowane bezporednio ze ródeł, podlegaj w atmosferze reakcjom chemicznym, których wynikiem jest powstawanie zanieczyszcze wtórnych, czsto jeszcze groniejszych dla rodowiska.
Piotr Holnicki
Zintegrowane systemy wspomagania decyzji w zarzdzaniu jakoci rodowiska
45
Głównymi gazowymi zanieczyszczeniami wtórnymi s: NO2, powstajcy z pierwotnego zanieczyszczenia NO oraz ozon O3, powstajcy w wyniku reakcji fotochemicznych. Wtórne zanieczyszczenia w postaci czstek materialnych powstaj czsto w wyniku transformacji chemicznych
(fotochemicznych) pierwotnych zanieczyszcze gazowych. Najbardziej znane s tu procesy: (a)
transformacji dwutlenku siarki SO2 w aerozol siarczanowy, (b) transformacji dwutlenku azotu NO2
w nitraty, oraz transformacji zwizków organicznych w czstki organiczne.
Wikszo trafiajcych do atmosfery zanieczyszcze ma charakter antropogeniczny, czyli ich
emisja jest zwizana z działalnoci człowieka. Jednym z parametrów charakteryzujcych wszystkie te substancje jest tzw. czas ycia (lub redni czas przebywania w atmosferze), decydujcy o
bezporednim zasigu ich oddziaływania. Parametr ten oznacza w przyblieniu okres, w którym
dany czynnik ulega okrelonemu rozkładowi fizyko-chemicznemu w troposferze, w wyniku czego
jego stenie spada, na przykład do poziomu 1/e wartoci pocztkowej [14,16]. Czas ycia danej
substancji wie si bezporednio ze skal przestrzenn oraz skal czasow jej istotnego oddziaływania na rodowisko, przy czym ródła literaturowe czsto róni si znacznie w ocenie wartoci tego parametru dla rónych rodzajów zanieczyszcze (porównaj midzy innymi [10,13,16]).
Przestrzenny i czasowy zasig oddziaływania na rodowisko zaley take od rodzaju zanieczyszczenia, obecnoci w atmosferze innych zwizków, a take od charakterystyk technicznych
emitujcych je ródeł. W okrelonych przypadkach istotny moe by wpływ wielu innych czynników [9,15,16]. Istnieje natomiast cisła korelacja midzy obydwiema skalami oddziaływania zanieczyszcze, co zostało zilustrowane na rysunku 1.
Skala przestrzenna stanowi równoczenie bardzo wany punkt odniesienia w klasyfikacji rónych rodzajów zanieczyszcze, a w konsekwencji – take modeli matematycznych przeznaczonych do opisu procesów ich propagacji. Ten aspekt jest brany pod uwag przy konstruowaniu
realistycznych modeli rozprzestrzeniania si zanieczyszcze w atmosferze. Zasig (a wic skala)
oddziaływania poszczególnych rodzajów zanieczyszcze – poza tym, e bezporednio jest zwizany z ich czasem ycia – zaley równoczenie od procesów atmosferycznych decydujcych o transporcie danego zwizku, co ilustruje rysunek 2. Opis matematyczny, na którym opiera si ma
funkcjonowanie modelu, reprezentuje zatem procesy i zjawiska zachodzce w atmosferze, które
odpowiadaj, m.in. za propagacj oraz przemiany zanieczyszcze.
Przeznaczeniem modeli zanieczyszcze atmosferycznych jest zarówno ilustrowanie i objanianie dynamiki procesów propagacji, jak równie przedstawienie moliwoci wykorzystania tej
wiedzy do wspomagania decyzji i tworzenia efektywnych metod kontroli oraz sterowania jakoci
powietrza. Równie w tym przypadku skala przestrzenno-czasowa procesów propagacji bdzie
decydowała o wyborze samego modelu, jak i innych narzdzi, niezbdnych do rozwizania zadania decyzyjnego. W literaturze i aplikacjach [1,3,14,16] funkcjonuje kilka, tworzonych pod tym
ktem, mniej lub bardziej pokrywajcych si klasyfikacji, wród których mona wyodrbni skale:
lokaln (mikroskala), regionaln (mezoskala), kontynentaln (skala synoptyczna), globaln (skala
planetarna).
46
POLSKIE STOWARZYSZENIE ZARZDZANIA WIEDZ
Seria: Studia i Materiały, nr 10, 2007
Rysunek 1. Skala przestrzenno-czasowa oddziaływania wybranych zanieczyszcze atmosfery
Rysunek 2. Procesy atmosferyczne zwizane z transportem zanieczyszcze
Piotr Holnicki
Zintegrowane systemy wspomagania decyzji w zarzdzaniu jakoci rodowiska
47
Modele w skali lokalnej lub miejskiej dotycz procesów, których przestrzenny zasig oddziaływania jest najbardziej ograniczony i mieci si w zakresie od 1 do około 20 km. Dotyczy to
w szczególnoci ulic o duym nateniu ruchu, dzielnic lub mniejszych miast. Przypadek ten charakteryzuje si do duym skupieniem i rónorodnoci ródeł oddziaływujcych na ograniczonym obszarze. W zwizku z tym, niewielki jest stopie dyspersji zanieczyszcze pomidzy ródłem a receptorem, a stosunkowo krótki czas, w jakim zanieczyszczenia s transportowane powoduje, e mniejszy jest wpływ niektórych, wolniej przebiegajcych przemian chemicznych
i powstajcych zanieczyszcze wtórnych. Z drugiej jednak strony, dua liczba reagujcych zwizków i wysokie stenia niektórych z nich sprawiaj, e pewne zanieczyszczenia wtórne (jak np.
ozon) powstaj włanie w tej skali. Podobny charakter, ze wzgldu na ograniczony zasig oddziaływania i stosunkowo due wartoci ste, maj przypadki gwałtownej erupcji toksycznych substancji chemicznych, zwizanych z uszkodzeniem zbiorników, awari w zakładach przemysłowych itp. Opis matematyczny modelu moe by w tym przypadku skomplikowany [13], zwłaszcza
tam gdzie trzeba uwzgldni rzeb i pokrycie terenu, lokalne zjawiska meteorologiczne oraz ich
wpływ na kształtowanie si pola wiatru.
Do charakterystycznym dla skali miejskiej zjawiskiem jest powstawanie smogu [14,16],
przy czym rozrónia si kilka jego odmian, zalenie od mechanizmów jego powstawania i dominujcych składników. Tak zwany smog czarny lub smog londyski powstaje najczciej w dłuszych okresach stagnacji meteorologicznej, inwersji temperatury i wystpujcej równoczenie
mgły. W przypadku wystpienia wysokich wartoci ste dwutlenku siarki oraz drobnego pyłu,
zanieczyszczenia te s pochłaniane przez krople mgły i w tej fazie mog reagowa z innymi substancjami. Dym i czsteczki kwasu siarkowego spełniaj nastpnie rol dodatkowych orodków
kondensacji pary wodnej, zwikszajc jeszcze intensywno powstawania smogu.
Smog fotochemiczny jest typowy dla wielu duych miast o intensywnej produkcji przemysłowej i duym ruchu samochodowym. Znany równie jako smog Los Angeles, jest mieszanin wielu
substancji gazowych i materialnych [13,14]. Przewaajcymi jego składnikami s: ozon, tlenek
wgla, dwutlenek siarki, tlenki azotu, PAN (PeroxyAcetylNitrate -- azotan nadtlenku acetylu), jony
kwasu siarkowego i azotowego, formaldehyd, amoniak. Cz z tych substancji, emitowanych
jako zanieczyszczenia pierwotne (NO, CO, SO2), w okresach dłuszego nasłonecznienia wchodzi
w reakcje fotochemiczne z aktywnymi gazami organicznymi, w wyniku czego nastpuje kumulacja ozonu do wysokich wartoci stenia, co dodatkowo intensyfikuje cały proces. Zjawisko jest
szczególnie grone w okresach stagnacji meteorologicznej, połczonej z inwersj temperatury.
Do szeroka jest rozpito przestrzenna spotykanych w literaturze modeli regionalnych oraz
kontynentalnych. Granica midzy nimi jest nieostra, ale najczciej przyjmuje si w praktyce, e
modele pierwszej z tych kategorii operuj w zakresie od 20 km do ponad 100 km, natomiast drugiej – od około 100 km do kilku tysicy kilometrów [1,3,6,13]. W praktyce, do wspólnego okrelenia podstawowego zakresu obu tych skal, czsto jest stosowany termin: modele rednioskalowe
(mezoskalowe). W obu przypadkach, charakterystyczny czas aktywnoci podstawowych substancji zanieczyszczajcych jest rzdu od jednego dnia do około tygodnia. Jest to okres, w którym
atmosferyczny transport zanieczyszcze, ich przemiany chemiczne i depozycja na powierzchni
ziemi s głównymi procesami okrelajcymi ich wpływ na rodowisko. Powstajce w wyniku
reakcji chemicznych zanieczyszczenia wtórne s czsto groniejsze od substancji pierwotnie emitowanych przez ródła. Trzy podstawowe substancje, które s w tym wypadku rozwaane jako
zanieczyszczenia pierwotne to: dwutlenek siarki, tlenki azotu, NH3, pyły i niektóre gazy organiczne. Najwaniejszymi produktami przemian atmosferycznych s natomiast ozon, aerozol siarcza-
48
POLSKIE STOWARZYSZENIE ZARZDZANIA WIEDZ
Seria: Studia i Materiały, nr 10, 2007
nowy, jony azotowy i amonowy, a take czstki wtórne. Zanieczyszczenia te s głównym ródłem
zakwaszenia rodowiska.
Skala globalna obejmuje zjawiska atmosferyczne zachodzce na obszarach całych kontynentów lub w skali globu ziemskiego. Bardzo wolno reagujce gazy (porównaj rys. 1), takie jak CO2,
N2O, metan lub chloro-fluorowe pochodne wglowodorów, tzw. freony (CFCl), mog by zarówno transportowane na bardzo due odległoci, jak i przedostawa si do warstwy stratosferycznej,
zanim zostan usunite z atmosfery. Przypuszcza si, e wzrost stenia dwutlenku wgla i innych
gazów cieplarnianych moe powodowa stopniowy wzrost redniorocznej temperatury w skali
globu oraz powodowa okrelone zmiany klimatyczne w niektórych regionach [5,14,16]. Innym
efektem globalnym zaobserwowanym w ostatnich latach (zwizanym z oddziaływaniem wspomnianych wyej freonów i halonów) jest niszczenie stratosferycznej warstwy ozonowej nad obszarami podbiegunowymi, głównie w rejonie Antarktydy. Jest to wynikiem specyficznych warunków
meteorologicznych panujcych w stratosferze w okresie zimowo-wiosennym oraz działaniem
chlorynów i brominów, które powstaj z freonów oraz halonów i odgrywaj rol katalizatorów w
chemicznej degradacji warstwy ozonowej (porównaj [13,14]).
2. Opis procesu rozprzestrzeniania si zanieczyszcze w redniej skali
W deterministycznych modelach transportu zanieczyszcze zakłada si zwykle, e odpowiednie procesy mog by opisane układem równa adwekcji-dyfuzji (lub równa transportu). Przedstawiaj one transport i przemiany fizyko-chemiczne zanieczyszcze uwzgldnianych w modelu
(w przypadku zanieczyszcze tlenkami siarki, brane s pod uwag dwa podstawowe ich rodzaje:
SO2 oraz wtórne – SO4= ). W równaniach transportu uwzgldnio-
zanieczyszczenia pierwotne –
=
no przemiany chemiczne (w przypadku zanieczyszcze siarkowych, SO2 → SO4 ), procesy
suchej depozycji zanieczyszcze na powierzchni ziemi oraz ich wymywanie przez opady. W zalenoci od przyjtego opisu, model moe mie struktur jedno- lub wielowarstwow. Podstawowe równania transportu, rozwaane w jednej warstwie przestrzennej, maj nastpujc posta
ogóln
∂c
+ ∇ c − K h ∆ c + γ c = Q
∂t
(1)
wraz z warunkami brzegowymi
c = cb
Kh
na
∂c
=0
∂n
S − = { ∂ Ω × (0, T ) | v ⋅ n < 0 };
na
S + = { ∂ Ω × (0, T ) | v ⋅ n ≥ 0 }
(2)
oraz warunkiem pocztkowym
c(0) = c0
Stosowane s tu nastpujce oznaczenia:
w
Ω.
(3)
Piotr Holnicki
Zintegrowane systemy wspomagania decyzji w zarzdzaniu jakoci rodowiska
49
Ω -- rozwaany obszar, z brzegiem ∂ Ω = S + ∪ S − ,
(0,T) – przedział czasowy prognozy,
c -- stenie zanieczyszcze,
-- wektor pola wiatru,
n -- wektor normalny brzegu obszaru
∂Ω,
K h -- współczynnik dyfuzji horyzontalnej,
γ
-- współczynnik redukcji, zwizany z depozycj i przemianami zanieczyszcze,
Q -- całkowite pole emisji.
Kompletna posta takiego modelu moe by do złoona, zwłaszcza jeeli ma obejmowa
zmienny w czasie, trójwymiarowy opis wielu procesów fizycznych i chemicznych. Z tego powodu, w algorytmach numerycznych stosowanych do rozwizywania tego typu układów stosowana
jest najczciej dekompozycja, zarówno wzgldem zmiennych przestrzennych, jak i poszczególnych procesów [9,11,13]. Pionowy profil podstawowych pól meteorologicznych jest aproksymowany przez wprowadzenie struktury warstwowej. W kadej warstwie rozwaane s wówczas,
w postaci oddzielnych modułów, (a) opis pola emisji, (b) transport horyzontalny, (c) dyfuzja horyzontalna, (d) depozycja oraz wymywanie przez opady, (e) przemiany chemiczne. Wymiana zanieczyszcze midzy ssiednimi warstwami jest najczciej opisywana za pomoc odpowiedniej
parametryzacji [9,13,16].
Rola i posta poszczególnych modułów w istotny sposób zaley od skali modelu. W modelach lokalnych i rednioskalowych, gdzie istotny wpływ na rozprzestrzenianie si zanieczyszcze
ma ukształtowanie i pokrycie terenu, a take lokalne warunki termiczne – uwzgldniany jest
z reguły pionowy rozkład zanieczyszcze. W modelach rednioskalowych – np. opisujcych transgraniczny przepływ zanieczyszcze – przyjmowane jest czsto przyblienie jednowarstwowe,
urednione w warstwie mieszania. Takie podejcie zastosowano m.in. w operacyjnych modelach
EMEP oraz RAINS, analizujcych rozprzestrzenianie si zanieczyszcze ze ródeł energetycznych w skali Europy [1,6].
Dwa podstawowe podejcia, stosowane przy numerycznym rozwizywaniu równa propagacji zanieczyszcze, róni si przede wszystkim układem odniesienia, wzgldem którego analizowany jest ruch czstek powietrza. W modelach eulerowskich stosowany jest naturalny, ustalony
układ współrzdnych, zwizany z modelowanym obszarem. Modele te czsto reprezentuj klas
do złoonych opisów numerycznych o szerokich moliwociach zastosowa, od skali lokalnej
do globalnej (w ostatnim przypadku współrzdne kartezjaskie zastpowane s zwykle sferycznymi). W modelach eulerowskich moe by uwzgldniona zmienno przestrzenna i czasowa pól
meteorologicznych oraz złoona charakterystyka pola emisji. Ze wzgldu na sposób dyskretyzacji
obszaru, na ogół duy wymiar zadania dyskretnego oraz złoono samego modelu, podejcie to
wie si zwykle z duym nakładem oblicze w czasie symulacji.
W modelach lagranowskich stosowany jest ruchomy układ współrzdnych, zwizany z trajektori czstki poruszajcej si w polu wiatru. Dyskretyzacja czasowa i przestrzenna, stosowana
w algorytmach obliczeniowych, wprowadza podział transportowanej masy zanieczyszcze na
elementy obliczeniowe, których przemieszczanie si wzdłu linii pola wiatru jest analizowane
niezalenie, jako rozwizanie równania adwekcji. Tego typu algorytmy obliczeniowe s zwykle
stosowane do okrelania udziału poszczególnych ródeł emisji w zanieczyszczaniu rodowiska,
50
POLSKIE STOWARZYSZENIE ZARZDZANIA WIEDZ
Seria: Studia i Materiały, nr 10, 2007
w postaci tzw. macierzy przeniesienia. Macierze takie s nastpnie wykorzystywane do obliczania
zanieczyszczenia sumarycznego, a take do analizy scenariuszy ograniczania emisji oraz wspomagania decyzji w tym zakresie.
Załoona skala procesu okrela równoczenie, które zjawiska w opisie transportu i przemian
zanieczyszcze maj dominujce znaczenie, a które ewentualnie mona pomin ze wzgldu na
ich mniejszy wpływ. Z punktu widzenia modelowania, istniej do istotne rónice midzy komputerowym opisem zjawisk w mniejszej skali przestrzennej (modele lokalne i miejskie) i duej
(wielkoskalowe modele regionalne i globalne). W pierwszym przypadku, czsto jest uzasadnione
załoenie jednorodnoci i stacjonarnoci warunków dyspersji. Przejcie do wikszej skali powoduje, e załoenia te przestaj obowizywa (w szczególnoci, warunki meteorologiczne zmieniaj
si w przestrzeni i w czasie), zatem cały proces winien by rozwaany jako dynamiczny i niestacjonarny. Ze wzgldu na odpowiednio dłuszy horyzont czasowy, czynniki takie jak depozycja lub
niektóre przemiany chemiczne – czsto pomijane w modelach o małej skali – winny by równie
wzite pod uwag.
Z drugiej strony, proces dyfuzji horyzontalnej jest przewanie pomijany w operacyjnych modelach rednioskalowych, a zwłaszcza globalnych. Wynika to zarówno z wikszej agregacji pola
emisji (jest ono urednienie ju na wejciu do modelu), jak i z odpowiednio "grubszej" dyskretyzacj obszaru obliczeniowego. Proces dyfuzji staje si w takim przypadku procesem podskalowym
i pomijalnym wobec błdów urednienia oraz tzw. dyfuzji numerycznej.
W opisie ródeł emisji wan rol mog odgrywa nie tylko ich intensywno, ale równie
charakterystyki techniczne oraz rozkład emisji w czasie zwłaszcza, jeeli dynamika procesu propagacji zanieczyszcze ma by równie symulowana. W przypadku modeli o wikszej skali, podstawowym problemem jest okrelenie trajektorii, wzdłu której przemieszczaj si zanieczyszczenia. Nawet niewielkie niedokładnoci w jej obliczaniu mog generowa duy błd kocowy, ze
wzgldu na du odległo receptora od ródła.
3. Modele zintegrowane i moliwoci ich zastosowa
Naturalnym sposobem wykorzystania modeli dyspersji zanieczyszcze atmosferycznych jest
krótko- lub długoterminowe prognozowanie rozkładów stenia okrelonych zanieczyszcze,
skumulowanych wartoci depozycji, przekroczenia dopuszczalnych standardów (np. poziomów
dopuszczalnych lub wartoci ładunku krytycznego). Poniewa podstawowe grupy danych wejciowych dotycz parametrów meteorologicznych oraz charakterystyk ródeł emisji, wykorzystanie modelu w badaniach symulacyjnych umoliwia porównanie, z punktu widzenia oddziaływania
na rodowisko, rónych strategii ograniczania emisji. Porównania takie maj najczciej charakter
jakociowy i s dokonywane w celu wyboru jednego z kilku moliwych rozwiza.
Na bazie modeli prognostycznych, w szczególnoci operujcych w skali miejskiej, powstały
w ostatnich latach systemy wspomagania decyzji dla najwikszych metropolii wiatowych [3,7].
S one przeznaczone do wspomagania zarzdzania pod ktem kontroli jakoci rodowiska w tych
miastach. Zakres ich działania obejmuje najczciej pełn inwentaryzacj ródeł emisji, modelowanie i monitoring jakoci powietrza, wizualizacj wyników oraz ocen efektów rodowiskowych,
zwizanych m.in. z rónymi strategiami ograniczania emisji. Przykładem moe tu by, m.in. austriacki model AirWare [7]. Zadaniem tych systemów jest usprawnienie procesu decyzyjnego
przez wykorzystanie profesjonalnego narzdzia do analizy jakoci powietrza. Systemy te wykorzystuj najczciej do prosty model dyspersji zanieczyszcze (np. gaussowski), natomiast od
strony danych przestrzennych i wizualizacji wyników s przewanie zintegrowane z systemem
Piotr Holnicki
Zintegrowane systemy wspomagania decyzji w zarzdzaniu jakoci rodowiska
51
informacji geograficznej (GIS). Tego typu analiza zwykle nie dostarcza jednak dokładnej informacji, która pozwalałaby wybra najlepsze rozwizanie, np. najlepsz strategi ograniczania emisji
w danym regionie, lub sterowa w sposób automatyczny jakoci powietrza.
W ostatnich latach pojawiaj si modele zintegrowane, nazywane równie metamodelami
[4,5,8], które stanowi połczenie modelu rozprzestrzeniania si zanieczyszcze atmosferycznych
z modelem ekonomicznym lub techniczno-ekonomicznym. Tego typu złoony system moe mie
posta modelu ekologicznego, w którym uwzgldniono pewne ograniczenia i relacje ekonomiczne
oraz techniczne lub te moe stanowi połczenie dwóch (lub wikszej liczby) podmodeli, z których kady opisuje odpowiedni sfer działalnoci [4]. Tego typu rozwizania pozwalaj w sposób
ilociowy oceni efektywno ekonomiczn konkretnych rozwiza w dziedzinie ochrony rodowiska naturalnego i porównywa róne scenariusze rozwoju [6], np. pod ktem alternatywnych
technologii wytwarzania energii, wykorzystania ródeł alternatywnych lub dostpnych metod
ograniczania emisji.
W tym wypadku jednak, oprócz symulowania i porównywania efektów rónych strategii,
moliwe jest take formułowanie zada optymalizacyjnych i poszukiwanie rozwiza optymalnych z punktu widzenia ustalonych wczeniej kryteriów [10,11]. W szczególnoci, moe to dotyczy poszukiwania najbardziej efektywnych od strony ekonomicznej metod osignicia załoonych standardów jakoci rodowiska [4,12].
W celu dokładniejszego scharakteryzowania tego typu systemu mona przyj, e zmienna
decyzyjna x = [ x1 , , x S ] reprezentuje, w zalenoci od konkretnego przypadku, np. poziom
produkcji ustalonych S ródeł emisji lub poziom aktywnoci wybranych sektorów gospodarki
regionu. Jeeli rozwaamy równoczesne oddziaływanie na rodowisko M emitowanych przez te
ródła zwizków, to wektor emisji ma posta
u = [u1 ,, u M ] ,
gdzie
F = [ F1 ,, FM ]
ui = Fi (x) dla
i = 1,, M ,
jest funkcj wektorow, która wie wielko produkcji danego
ródła (sektora) z poziomem emisji zanieczyszcze. W najprostszym przypadku moe to by
układ współczynników proporcjonalnoci (jeeli odpowiednie zalenoci s proporcjonalne).
Układ równa transportu (1) – (3) wie z kolei poziom emisji poszczególnych zanieczyszcze (u1 , , u M ) – a porednio poziom produkcji ( x1 , , x S ) – z rozkładem przestrzennym
N substancji zanieczyszczajcych rodowisko. Rozkład przestrzenny tych substancji jest reprezentowany przez wektor zmiennej stanu, q = [ q1 , , q N ] , która bdzie wykorzystana do oceny
zagroenia rodowiska. W zalenoci od tego, w jaki sposób maj by okrelane straty rodowiskowe realizowanej strategii, zmienna q moe reprezentowa rednioroczny rozkład stenia
zanieczyszcze [4,11], roczn warto ich depozycji w obszarze [4,15] lub przekroczenie wartoci
ładunku krytycznego [15]. Oznaczajc przez L przekształcenie reprezentowane przez układ równa transportu (1) – (3), mamy
L:
u → q;
q = [q1 ,, q N ] .
(4)
52
POLSKIE STOWARZYSZENIE ZARZDZANIA WIEDZ
Seria: Studia i Materiały, nr 10, 2007
Jednym z celów realizowanej strategii jest zazwyczaj osignicie załoonego standardu jakoci rodowiska, co oznacza, e warto przyjtego wskanika strat rodowiskowych (lub kosztów
rodowiskowych), J (q ) , powinna by zredukowana poniej pewnego poziomu
J (q) ≤ J MAX .
(5)
Warunek tego typu moe mie równie zastosowanie do zada wielokryterialnych i odpowiednich
skonstruowanych funkcji celu, jak np. funkcja rozwaana w pracy [14].
Kryteria techniczno-ekonomiczne zadania mog by sformułowane w postaci odrbnego modułu ekonomicznego lub te mog by przedstawione w postaci układu warunków i ogranicze.
Celem optymalizacji jest najczciej osignicie standardu jakoci rodowiska J MAX przy minimalnych kosztach operacji
typu
Q(x) = Qo
K (x)
oraz przy spełnieniu załoonych ogranicze ekonomicznych,
(mog one reprezentowa, np. pokrycie popytu na energi elektryczn w re-
gionie, dostpno pewnych ródeł energii itp.). Ostatecznie, poszukiwane jest rozwizanie nastpujcego zadania optymalizacji (schemat ogólny przedstawiono na rys. 3):
Znale warto zmiennej decyzyjnej x, dla której spełniony jest układ równa (1) – (3) oraz
K (x) min ,
J (q) ≤ J MAX ,
Q(x) = Qo ,
(6)
x ≥ 0.
Problem (6) moe mie posta zadania programowania liniowego [4], lub niestandardowego
zadania optymalizacji [10,12], zalenie od tego, w jaki sposób okrelono wskaniki, funkcj kosztów ograniczenia emisji oraz ogranicze ekonomicznych. W tym drugim przypadku, do rozwizania zadania nie mona na ogół wykorzysta standardowych metod optymalizacyjnych i konieczne
jest stosowanie – opracowywanych specjalnie do rozwizania konkretnego zadania – metod heurystycznych. Przykład realizacji tego typu zadania optymalizacyjnego przedstawiono w [4,10,15].
Innym przykładem moliwego wykorzystania modeli transportu zanieczyszcze atmosferycznych, jest zadanie sterowania emisj w czasie rzeczywistym. Celem jest utrzymanie na minimalnym poziomie ustalonego wskanika strat rodowiskowych, niezalenie od zmian czynników
zewntrznych (np. warunków meteorologicznych). Zadanie moe by realizowane przez modyfikacj on-line intensywnoci emisji okrelonych ródeł sterowanych. Istotn rol odgrywa w tym
wypadku czas oraz dynamika procesów rozprzestrzeniania si zanieczyszcze. Od strony sformułowania matematycznego mamy tu do czynienia z zadaniem sterowania optymalnego systemem
o parametrach rozłoonych, opisanym układem równa transportu, na przykład w postaci (1) – (3).
Podobnie jak w przypadku poprzedniego zadania, mona tu uwzgldni dodatkowe ograniczenia
techniczne i ekonomiczne, otrzymujc w wyniku do skomplikowane, zwłaszcza od strony obli-
Piotr Holnicki
Zintegrowane systemy wspomagania decyzji w zarzdzaniu jakoci rodowiska
53
czeniowej, zadanie sterowania optymalnego. Sposób formułowania tego typu zada oraz moliwe
metody ich rozwizywania omówiono m.in. w [10–12].
Rysunek 3. Schemat blokowy algorytmu optymalizacji w modelu zintegrowanym
54
POLSKIE STOWARZYSZENIE ZARZDZANIA WIEDZ
Seria: Studia i Materiały, nr 10, 2007
W przedstawionych zadaniach optymalizacyjnych, zasadnicz rol odgrywa model propagacji
zanieczyszcze atmosferycznych, sformułowany odpowiednio do skali procesów oraz celu, jakiemu ma słuy system. Rozwizanie takiego zadania jest zazwyczaj trudne i wymaga zastosowania
niestandardowych metod optymalizacyjnych. Rozwizanie, a zwłaszcza jego dokładno, bardzo
silnie zaley od dokładnoci samego modelu dyspersji zanieczyszcze i zastosowanych w nim
metod obliczeniowych. Oznacza to konieczno zwrócenia w takim wypadku szczególnej uwagi
na metody aproksymacji oraz algorytmy obliczeniowe (porównaj [9,12,13]), zastosowane do rozwizywania równa propagacji zanieczyszcze.
Bibliografia
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
Amman M., Cofała J., Heyes C., Klimont Z., Mechler R., Posh M., Schöpp W. (2004) The
RAINS model. Documentation of the model approach prepared for the RAINS peer review
2004. IIASA Report, Laxenburg.
Angle R.P., Sandhu H.S. (2001) Proactive management of air quality. Environmental Management, 27, 225 -- 233.
Brandt J., Christensen J.H., Frohn L.M., Palmgren F., Berkowicz R., Zlatev Z. (2001) Operational air pollution forecasts from European to local scale. Atmospheric Environment, 35, S91
- S98.
Carlson D.A., Haurie A., Vial J.-P., Zachary D.S. (2004) Large-scale convex optimization
methods for air quality policy assessment. Automatica, 40, 385 - 395.
Chang M.E. (2000) New Directions: Sustainability in strategic air quality planning. Atmospheric Environment, 34, 2495 -- 2496.
Cofała J., Amman M., Gyarfas F., Schoepp W., Bourdi J.C., Hordijk L., Kroeze C., Li Junfeng, Lin Dai, Panwar T.S. Gupta S. (2004) Cost-effective control of SO2 emissions in Asia.
Journal of Environmental management, 72, 149 -- 161.
Fedra K., Haurie A. (1999) A decision support system for air quality management combining
GIS and optimization techniques. Intern. Journ. of Environment and Pollution, 12, 125 -- 146.
Haurie A., Kubler J., Clappier A., van den Bergh H. (2004) A metamodeling approach for
integrated assessment of air quality policies. Environ. Modeling and Assessment, 19, 1 -- 12.
Holnicki P., Nahorski Z., ochowski A. (2000) Modelowanie procesów rodowiska naturalnego, Wydawnictwa WSISiZ, Warszawa.
Holnicki P., Kałuszko A. (2004) Decision support for optimal emission reduction. Management of Environmental Quality, 15, 250 -- 257.
Holnicki P. (2005) Application of continuous optimization methods to emission abatement
problem. Applications of Informatics in Environment Engineering and Medicine (ed. J. Studziski, L. Drelichowski, O. Hryniewicz), Wydawnictwa IBS PAN, Badania Systemowe, 41 -60,.
Holnicki P. (2006) On the real-time emission control - case study application. Control and
Cybernetics, 35, 351 -- 369.
Jacobson M.Z. (2005) Fundamentals of Atmospheric Modeling. Cambridge University Press,
Cambridge.
Juda-Rezler K. (2000) Oddziaływanie zanieczyszcze powietrza na rodowisko. Oficyna
Wyd. Politechniki Warszawskiej, Warszawa.
Piotr Holnicki
Zintegrowane systemy wspomagania decyzji w zarzdzaniu jakoci rodowiska
55
15. Juda-Rezler K. (2004) Uniwersalna funkcja celu dla zintegrowanych modeli oceny wpływu
zanieczyszcze powietrza na rodowisko. Prace Naukowe Politechniki Warszawskiej (Ochrona rodowiska). Oficyna Wyd. Politechniki Warszawskiej, Warszawa.
16. Markiewicz M. (2004) Podstawy modelowania rozprzestrzeniania si zanieczyszcze w powietrzu atmosferycznym. Oficyna Wyd. Politechniki Warszawskiej, Warszawa.
INTEGRATED DECISION SUPPORT SYSTEMS IN AIR QUALITY MANAGEMENT
Summary
The natural application of air quality models relates to forecasting of air pollution dispersion and analysis of the related ecological effects. Recently one can observe a substantial progress in construction and applications of the integrated environmental models and decision support systems. Such system integrates air pollution
transport model with some additional ecological, economic or technological standards and constraints. The system, except the standard air pollution forecast, enables scenario analysis, evaluation and comparison of environmental impact of
emission sources and regional planning support. Application of the optimization
methods makes it possible to formulate and solve problems of the optimal strategy of
emission reduction or the real-time emission control. The paper presents the main issues related to construction and some applications of such systems.
Keywords: air pollution, pollution dispersion model, decision support, integrated system
Piotr Holnicki
Instytut Bada Systemowych
[email protected]