Zintegrowane systemy wspomagania decyzji w zarządzaniu jakością środowiska

Pełen tekst

(1)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..

(2) 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)..

(3) 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.

(4) 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-.

(5) 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).

(6) 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,.

(7) 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.

(8) 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).

(9) 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 wska nika 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)

(10) 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-.

(11) 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.

(12) 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..

(13) 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 holnicki@ibspan.waw.pl.

(14)