Введение.
Многочисленные исследования загрязнения воздушного бассейна крупных мегаполисов показывают, что основной вклад в загрязнение их атмосферы вносят транспортные потоки [1]. Для Москвы по оценкам [1] этот вклад составляет свыше 80% общего загрязнения. Автотранспорт расходует в сутки около 20 тысяч тонн горючего и потребляет из атмосферы около 60 тысяч тонн кислорода. При этом в воздух выбрасывается огромный спектр токсикантов, до 500 различных видов. Численные оценки валовых выбросов загрязнения автотранспортом в целом по городу показывают, что ежесуточно автотранспорт Москвы выбрасывает в атмосферу около 4 тысяч тонн угарного газа, 600 тонн окислов азота, 300 тонн окислов серы, 600 тонн парообразного бензина, 20 тонн хлоридов, бромидов, окисей свинца, фосфатов и других поллютантов. Эта краткая характеристика загрязнения атмосферы Москвы транспортными потоками указывает на настоятельную необходимость его учета при осуществлении экологического мониторинга.
Наблюдаемое в настоящее время увеличение концентрации вредных примесей в районе крупных автомагистралей и соответствующее ухудшение экологического состояния лесных насаждений может быть обусловлено следующими двумя причинами. Первая причина связана с резким возрастанием плотности автотранспортных потоков в современных условиях. Вторая причина может быть связана с изреживанием придорожных лесов и вытекающим из этого неблагоприятным развитием локальных атмосферных циркуляции, переносящих атмосферную примесь на лесные массивы. Усиливающиеся процессы заболевания и гибели лесных насаждений приводят к дальнейшим изменениям структуры ветровых потоков в сторону увеличения воздействия выбросов автотранспорта на леса, что по существу представляет собой положительную обратную связь в системе функционирования лесных экосистем под воздействием загрязнений от автотранспорта.
Экологические процессы в районе крупных автомагистралей имеют комплексный характер. Понятие «экологическая безопасность дороги» включает соблюдение санитарных норм загрязнения воздуха, воды, почвы; предупреждение необратимых изменений природных систем; ограничение безопасными пределами технологических воздействий строительства и ремонтов. Главной предпосылкой возрастающего негативного воздействия на окружающую среду является
несоответствие параметров существующих дорог требованиям экологической безопасности, неучет изменений состояния среды вследствие дорожного движения, общий рост интенсивности движения и изменение его состава в сторону увеличения большегрузных автомобилей.
В этой связи для эффективного регулирования загрязнения воздушного бассейна и управления экологической обстановкой в районе автомагистралей большую важность приобретает теоретическое и экспериментальное изучение процессов атмосферного переноса загрязнений от автотранспорта на лесные массивы.
Для обеспечения необходимой чистоты воздушного бассейна должно проводиться экологическое нормирование вредных выбросов в атмосферу. В настоящее время основным руководящим документом, по которому осуществляются расчеты и прогнозирование загрязнения, является методика ОНД-86 [2]. Согласно принятым в ней нормативам для регулирования загрязнения атмосферного воздуха устанавливаются, так называемые предельно допустмые выбросы (ПДВ). По определению ПДВ представляет собой количество выбросов в единицу времени (мощность выбросов), при которых в районе жилой застройки или охраняемой природной экосистемы концентрация примеси не превышает предельно допустимых концентраций (ПДК).
Следует отметить, что в методике ОНД-86 проблеме прогнозирования загрязнения от автотранспорта уделено недостаточное внимание. Это, по всей вероятности, обусловлено малой интенсивностью автотранспортных потоков во время написания документа. Предложенная в ОНД-86 методика расчета атмосферного переноса загрязнений от транспортных потоков описана в разделе 3 под названием: "Расчет загрязнений атмосферы выбросами линейного источника" и изложена на трех страницах текста из общего количества 93-х страниц документа. Главным недостатком, предложенной в ОНД-86 методики расчета, является отсутствие в ней учета локальных атмосферных циркуляции, что, как показано в настоящей диссертации, не позволяет учитывать многие важные процессы воздействия выбросов автотранспорта на природные объекты и жилые районы.
В последнее время в районе Московской кольцевой автомобильной дороги (МКАД) было замечено резкое ухудшение состояния лесных массивов. С целью выявления причин усыхания лесов сотрудниками Энерго-экологического
факультета Московского государственного института стали и сплавов (научный руководитель профессор, д.Ф.-м.н. Степанов A.M.) были проведены экспериментальные исследования загрязнения снежного покрова и изучено состояние древостоя [3,4] в районе МКАД. Результаты экспериментальных исследований показали, что экологическое состояние нижних ярусов древостоя много лучше по сравнению с состоянием ярусов верхнего уровня. Причина подобного явления возможно обусловлена локальными ветровыми циркуляциями атмосферного воздуха. Более высокая температура асфальтового покрытия автодороги является причиной восходящих потоков воздуха, которые на небольших высотах вовлекаются в ветровые потоки. В образовавшуюся в районе автодороги область пониженного давления устремляются более холодные воздушные массы из глубин древостоя. Таким образом, возникают локальные атмосферные циркуляции, которые очищают воздушную среду на уровне нижних ярусов древостоя и одновременно загрязняют выбросами автотранспорта верхние ярусы. Предлагаемый механизм динамики воздушных потоков во многом аналогичен локальным циркуляциям, возникающим во время лесного пожара. Мощные воздушные потоки поднимаются вверх над зоной активного горения. В то же время горизонтальные низовые течения переносят в направлении лесного пожара свежие массы атмосферного воздуха, насыщенного кислородом, необходимым для поддержания процессов горения. Таким образом, положительная обратная связь, которая создается локальными воздушными конвекциями, поддерживает процессы горения, многократно уменьшая коэффициент затухания лесного пожара.
Описанный механизм положен нами в основу разработанной в диссертации модели. Как отмечено выше, модель локальных циркуляции (конвекции) позволяет учитывать положительные обратные связи в системе атмосферное загрязнение -лес. Это в свою очередь дает возможность использовать методы систем автоматического регулирования (САР) для разработки эффективных программных средств контроля и управления экологической обстановкой в районе крупных автомагистралей. Исследованию данной проблемы посвящена третья глава настоящей диссертации.
Диссертация состоит из введения, четырех глав, заключения и приложения, в котором приведена распечатка основных программных модулей.
Во введении обоснована важность и актуальность решаемой научной задачи
анализа и прогнозирования экологической безопасности в районе крупных автомагистралей.
В первой главе проведен анализ современного состояния исследований по математическому и компьютерному моделированию воздействий выбросов автотранспорта на леса. Установлена связь данной задачи с проблемой многоатрибутного комплексного оценивания качества природной среды и проблемой математического и компьютерного моделирования атмосферного переноса выбросов автотранспорта в районе крупных автомагистралей. Показано, что задача математического моделирования атмосферного переноса выбросов автотранспорта должна решаться обязательно с учетом локальных атмосферных циркуляции. Сформулированы цели и задачи диссертации.
Во второй главе описана разработанная в диссертации математическая модель локальных конвекции (МОЛОКО), использованная для анализа и прогнозирования атмосферного переноса выбросов автотранспорта в районе крупных автомагистралей с учетом локальных атмосферных циркуляции. Описана также математическая модель распространения аварийных облаков токсикантов с учетом влияния природных и техногенных препятствий.
В третьей главе разработана концепция, архитектура и структура программно- информационного обеспечения аналитического центра (системы) анализа и прогнозирования экологической безопасности в районе крупных автомагистралей (АСЭБА), которая позволяет в рамках удобного интерфейса выделять экологические зоны и рассчитывать величину относительного и абсолютного экологических ущербов, нанесенных природной среде выбросами автотранспорта. АСЭБА может быть использована как составная часть или подсистема экологического мониторинга транспортных потоков (ЭМТП).
В четвертой главе приводятся результаты использования разработанных алгоритмов и программно-информационного обеспечения АСЭБА для решения практических задач экологической безопасности и анализа воздействия выбросов автотранспорта МКАД на придорожные леса. Описаны исследования по разработке САР контроля и управления экологической обстановки в системах мониторинга выбросов автотранспорта.
В приложении приведены программные модули разработанных в диссертации компьютерных моделей.
Глава 1. Современное состояние исследований по математическому и компьютерному моделированию атмосферного переноса выбросов автотранспорта на леса.
1.1. Общая характеристика экологической обстановки в районе крупных автомагистралей.
Экологическая обстановка в районе автомагистралей существенным образом зависит от соблюдения санитарных норм загрязнения воздуха, воды, почвы, предупреждения необратимых изменений природных систем; ограничения безопасными пределами технологических воздействий строительства автодорог и их ремонта. Негативное воздействие на окружающую среду обусловлено несоответствием параметров существующих автодорог требованиям экологической безопасности, а также изменениями состояния среды вследствие роста интенсивности дорожного движения [1].
Транспортные потоки выбрасывают в окружающую среду широкий спектр загрязняющих веществ. Очень вредны выбросы соединений свинца, обусловленные применением антидетонационной добавки тетраэтилсвинца [1]. Внедрение новых антидетонационных добавок позволит исключить эмиссию соединений свинца, но остается актуальной проблемой снижения загрязнений придорожных территорий другими твердыми частицами, концентрации которых в окружающей среде, почвах и растительности также должны нормироваться. Разработка методов прогнозирования и технических решений по снижению загрязнения придорожных территорий автомобильных дорог твердыми частицами является актуальной проблемой, т.к. ее решение позволит обеспечить экологическую безопасность зоны влияния автомобильных дорог за счет снижения эмиссии твердых частиц до уровня ПДК. Реализация концепции улучшения экологического состояния автодорог заключается в снижении токсичного воздействия автомобилей на зону влияния автодорог за счет очистки отработанных газов двигателей внутреннего сгорания (ДВС) без заметного снижения их мощности.
В табл. 1.1 приведены данные из [5] об уровнях загрязнения крупных промышленных центров отработанными газами автомобилей. Из табл. 1.1 следует, что основной вклад в общий объем загрязнения городов оксидом углерода и свинцом принадлежит выбросам автотранспорта.
10
Табл. 1.1.
Загрязнение городов отработанными газами автомобилей
Вклад автотранспорта в общий выброс вредных
Город вещест! з города, %
СО NOX CnHm РЬ
Москва 96,3 32,6 64,4 86-88
С.-Петербург 88,1 31,7 79 86-88
Нью-Йорк 97 31 63 74
Лос-Анжелес 98 72 66 79
Токио 99 33 95 75
Торонто 98 19 69 86-87
Стокгольм 99 53 93 76
Бенз(а)перен, содержащийся в отработанных газах (ОГ) автомобилей и саже, оказывает канцерогенное воздействие, вызывая образование и рост раковых клеток [1]. Поэтому бенз(а)пирен можно отнести к наиболее токсичному компоненту ОГ. В отличие от водной и воздушной сред, где протекают процессы самоочищения, почва обладает этим свойством в незначительной степени. Для тяжелых металлов почва является главным акцептором. Они взаимодействуют с почвенным гумусом, образуя при этом трудно растворимые соединения, в результате чего идет их накопление в почве придорожной полосы. Тяжелые металлы перемешиваются с грунтовыми и дождевыми водами, а также при таянии снега. Нельзя исключать возможность переноса водой и ветром опавших листьев лесозащитных полос, содержащих тяжелые металлы и другие токсичные вещества. Выбросы свинца в атмосферу резко увеличились в нынешнем столетии, при этом при сжигании нефти и бензина поступает около 50% всего антропогенного выброса, что является главной составляющей в глобальном цикле данного элемента. Более того, автомобильные выхлопы дают 50% общего неорганического свинца, поступающего в организм человека. При сжигании 1 л бензина в воздух поступает 200 - 400 мг свинца, входящего в состав антидетонационной присадки
Ш-
В докладе Государственного комитета РФ по охране окружающей среды о
свинцовом загрязнении [6] отмечается, что в России в 1992 году выбросы свинца автотранспортом составили 4000 т, что в несколько раз больше прямых промышленных выбросов. Кроме того, существенными нестационарными
11
источниками загрязнения окружающей среды являются, помимо автотранспорта, авиация и ракетно-космическая техника, выбрасывающие в атмосферу примерно 400 т свинца.
Свинец воздействует на окружающую среду неоднозначно: в небольшом количестве (менее ПДК) способствует повышению урожайности на 5%, а в большом количестве отрицательно влияет на почвообразование, развитие растений, на животных и микроорганизмы придорожных территорий, уменьшая их численность [1].
Вблизи автодорог свинец отрицательно воздействует и на человека, попадая в дыхательные пути и накапливаясь там. Кроме того, свинец в организм человека попадает по пищевой цепочке через продукты питания. Свинец в чистом виде в ОГ не содержится, т.к. образование соединений свинца обусловлено в процессе горения сложными химическими реакциями разложения антидетонатора - тетр аэтилсвинца (РЬ(С5Н6)4), добавляемого в бензин для повышения октанового числа. Соединения свинца в ОГ имеют галоидный состав: PbCrBr, 2NH4PbCrBr и в виде солей: РЬВг2, РЬ(ОН)Вг, (РЬО)2РЬВг2, (PbO)2PbBrCI. [1]. Находясь в воздухе, большая часть бромидов и хлоридов разлагается в течение суток - соответственно до 75 и 30-40 %, с образованием оксикарбоната и карбоната свинца. Кроме того, в воздухе образуется еще одно соединение свинца - РЬЬ. Соединения свинца в виде тяжелых аэрозолей находятся в воздухе в течение 1-4 недель, и длительность их пребывания зависит от размера и массы частиц: на 1 км пути легковой автомобиль выбрасывает 19 мг соединений свинца с размером частиц более 9 мкм, 11 мг -диаметром 1-9 мкм, 19 мг- величиной менее 1 мкм, что составляет 39, 22 и 39 %. Средний размер частиц свинца 0,2-0,5 мкм по данным ВОЗ [7]. Как видно, наблюдаются значительные расхождения в определении частиц свинца. Видимо, это вызвано тем, что крупные частицы свинца оседают сразу же вблизи автомобильной дороги, а спектральный анализ частиц, содержащихся в виде аэрозолей в воздухе, имеет размер 1 мкм и менее и средний диаметр 0,2-0,5 мкм.
Среднее фоновое содержание свинца в почвах на целинных и залежных землях находится в пределах 0,008-0,02 мг/кг, а на культурных землях - 0,3 мг/кг. При среднем годовом пробеге автомобиля в 10 тыс. км с расходом топлива 13,5 л на 100 км и средним содержанием тетраэтилсвинца 0,37 г/кг этим автомобилем ежегодно выбрасывается в атмосферу около 2 кг твердых частиц, содержащих примерно 370 г свинца. В случае, если бы удалось заменить свинец каким-либо
12
другим элементом с такими же антидетонационными свойствами, то это имело бы далеко идущие социальные и экологические последствия. Научный поиск в этом направлении проводился в 70 годы в бывшем СССР под руководством академика А.Н.Несмеянова. Им были осуществлены исследовательские и экспериментальные работы по созданию нетоксичных антидетонаторов для бензина и новых присадок для дизельного топлива на основе соединений марганца. Опыты были успешными, но не получили дальнейшего развития.
О значительности негативного влияния автомагистралей на окружающую древесную растительность свидетельствует наличие вдоль них большого количества больных и засохших деревьев. Магистрали являются комплексным источником поступающих в окружающую среду вредных веществ как по их генезису (выбросы автотранспорта, истирание шин и дорожного покрытия, ветровой разнос перевозимых грузов, использование противогололедных смесей), так и по агрегатному состоянию (газообразные, аэрозоли и твердые) и химическому составу. На окружающую растительность загрязнители воздействуют непосредственно из атмосферы или через почву.
Исследования городских насаждений показали [8-10], что с ухудшением состояния деревьев элементный состав их листьев все больше отличается от фоновых значений в сторону концентрации химических элементов, связанных преимущественно с техногенезом, - хрома, свинца, олова, вольфрама, железа и др., и обеднения некоторыми биофильными элементами, особенно марганцем. Так, у больных городских лип концентрации элементов техногенной группы в среднем в 3-3,5 раза выше, чем у здоровых деревьев, а концентрации марганца - в 2,2 раза ниже. Особенно наглядно это проявляется при рассмотрении соотношений элементов с противоположными тенденциями распределения в листьях, например, марганца с железом, свинцом, хромом, медью. Контрастность значений соотношений пар микроэлементов для здоровых и больных деревьев достигает десятков раз и представлена в табл.1.2. Максимальные значения коэффициентов характерны для деревьев из посадок вдоль магистралей, что свидетельствует о том, что в условиях города они испытывают наибольший прессинг под влиянием потока разнообразных, отходящих от магистрали загрязнителей.
Табл. 1.2. Геохимические показатели состояния городских лип
Состояние деревьев Fe/Mn Mn/Mo Mn/Pb Мп/Сг Mn/Cu Ni/Mo
13
Фон 0,3 1000 330 120
Удовлетворител ыюе 4,6 2310 78 520 35 26
Ослабленное 5,7 1860 83 370 31 15
Неудовлетворит ельное 10 525 21 114 16 7,6
Крайне неудовлетворите лыюе 30 45 2,4 10 2,9 2,3
Коэффициенты табл. 1.2 свидетельствуют о значительном нарушении естественного баланса минерального питания деревьев под влиянием техногенного прессинга, и их можно считать экологическими показателями состояния древесной растительности. При этом следует отметить, что максимальные значения коэффициентов характерны для деревьев из посадок вдоль магистралей, что свидетельствует о том, что в условиях города они испытывают наибольший прессинг под влиянием потока разнообразных, отходящих от магистрали загрязнителей.
1.2. Методы многоатрибутного комплексного анализа при математическом моделировании атмосферного переноса выбросов автотранспорта
В районе автомагистралей главными функциональными показателями, характеризующими воздействие газовых выбросов автотранспорта на природную среду, являются доза-эффект зависимости. Доза-эффект зависимости представляют собой нечеткие бинарные отношения вида (XxY), где X - множество значений дозы, Y - множество значений эффекта. Суммарно показатели дозы и эффекта можно рассматривать в качестве единой системы показателей или критериев. При таком подходе для конструирования альтернатив будет необходимо комбинировать несоизмеримые показатели - концентрации ингредиентов загрязнения и биогеоценотические характеристики леса. Следует отметить, что при этом будут потеряны также закономерности, скрытые в доза-эффект зависимостях. В связи с этим была предложена методика, суть которой состоит в следующем.
На первом этапе проводится группировка показателей эффекта в интегральные индексы. При этом используется методика, развитая в работах
14
Бутусова О.Б., Степанова A.M., Мешалкина В.П. и их учеников [96-98,99-102], основанная на классификации нечетких бинарных отношений по доза-эффект зависимостям. В результате вместо измеряемых показателей дозы и эффекта используется система интегральных индексов. Таким образом, удается перейти от начального спектра разнородных показателей в систему нормализованных и однотипных интегральных индексов.
При этом необходимо учитывать следующие положения общей теории интегральных индексов [95,104]:
1. Исходные показатели, из которых формируются интегральные индексы должны быть нормализованы.
2. Исходные показатели должны быть коррелированы.
Положение о нормализации следует из относительности измерения любых переменных и параметров. Каждая величина или показатель может быть измерен в различных единицах, в результате чего его численное представление в различных системах измерения будет отличаться друг от друга. При сложении различных показателей в интегральные индексы диапазоны их численного представления должны быть одинаковыми. Наиболее часто используется приведение показателей к единичному интервалу [0, 1] по следующей формуле:
7
max min
где Хтах, Xmin - соответственно максимальное и минимальное значение
показателя.
В статистике часто используется нормализация, при которой используется отклонение от среднего значения, выраженное в единицах стандартного отклонения, следующего вида:
(1.2)
П-G
где - а - стандартное отклонение, п = 1, 2 или 3. При такой нормализации большинство значений показателя находится в интервале [-1, 1]. Как правило данные, выходящие за пределы указанного интервала, отбрасываются как
15
ошибочные.
По существу обе формулы являются одинаковыми преобразователями, но к различным интервалам нормализации. Действительно: Хтах -Xmjn ~ 2 ¦ а,
ХтЫ ~Х-а. В обеих формулах знаменатель представляет собой единицу
измерения, в которой выражен показатель. Операция вычитания в числителях обеих формул представляет собой не что иное, как обыкновенный перенос начала координат в другую точку.
Важным является также вопрос о корреляции показателей. В случае антикорреляции следует использовать преобразование показателя к коррелированному с остальными показателями виду. При этом следует использовать линейные преобразователи.
В данной диссертации в отличие от работ [96-98,99-102] используется нормализация к интервалу [0, 1], причем в случае антикорреляции показателей применялось следующее преобразование:
У' — У У — У
XN=l— те" = тах . (1.3)
У — X У — Y
¦^ max ¦Л min max min
X У Y
max ¦Л min max min
В случае антикорреляции возможно также использование не самого показателя, а его обратной величины, т.е. преобразователя следующего вида:
1 1
XN - X 2
1 1
X^min у ¦^¦max
(1-4)
Недостатком, приведенной формулы, является ее нелинейный характер. Эта формула может применяться лишь на тех интервалах, размер и расположение которых на графике гиперболы допускает линейную аппроксимацию опытных данных.
16
Процедура нормализации должна заканчиваться нормализацией входного вектора, преобразующей входной вектор в единичный вектор по следующей формуле:
х{к)
(1.5)
Рассмотрим основные положения теории интегральных индексов [96-98,99-102]. В первом приближении нечеткие бинарные отношения между параметрами дозы и эффекта могут быть представлены в виде интервальной регрессионной модели следующего вида [103]:
к=\
где Y/ - результат суммирования компонентов дозы, Xj . компоненты дозы, к -
индекс компонента дозы (концентрации загрязнения) к = \,К, К- число измеряемых параметров дозы, j = \,n - индекс, нумерующий измерения, п - количество измерений, Ак = {ак,ск) - симметричные интервальные нечеткие числа: ак ±ск.
Коэффициенты интервальной модели (1.6) находятся из условия наилучшей аппроксимации результатов измерения эффекта (аналог метода наименьших квадратов). При этом интервальная модель должна удовлетворять уравнениям, описывающим соотношения между интервалами [103]:
(1.7)
где У/' -у-ое измерение /-го эффекта, У/ =^акх{1к) - центр суммарного интервала,
К
Е
АУ/=^ск\х{)к)\ - полуширина суммарного интервала. В результате задача
к=\
определения коэффициентов интервальной линейной модели сводится к решению задачи линейного программирования (ЛП) следующего вида:
17
К п
•'ZJxj
min
у. г У акх)
у I Z—a к I К
(1.8)
yjs2,abx.<
.<*)
Решение задачи ЛП (1.8) дает нечеткие весовые коэффициенты в декомпозициях (1.6). Эти доза-эффект декомпозиции используются далее для классификации и группировки показателей эффекта. Соответствующая схема преобразования матриц представлена на рис.1.1.
С1 Сз --- сл
х2
Хз
С1 Сз — С It
х3
А1 Аг а, — Ап
У1
Уз
Я • • • •
у т
Рис.1.1. Преобразование матриц для группировки показателей эффекта
в интегральные индексы (теория [96-98,99-102]):
Ск - концентрации ингредиентов автотранспортного загрязнения
(показатели дозы), Xj - точки измерения, ур - показатели экологического
состояния (показатели эффекта), А^ = (а^ ср) - нечеткие коэффициенты
разложения, полученные в результате решения задач ЛП (1.8) для
различных показателей эффекта

Получить работу