WPYW AUTOSTRADY NA TERENY PRZYLEGE

JAROSAW POTARZYCKI, KATARZYNA APOLINARSKA
WPYW AUTOSTRADY NA TERENY PRZYLEGE
Wprowadzenie
Poo Ŝenie geograficzne Polski oraz dąŜenie do integracji z krajami Unii Europejskiej
stwarzają konieczność budowy odpowiednio wyposaŜonej i zagęszczonej sieci dróg
ekspresowych i autostrad. Bez szybkiego i wygodnego transportu nie jest bowiem moŜliwy
postęp gospodarczy i prawidowe funkcjonowanie pa ństwa.
Konieczność wybudowania w Polsce w krótkim okresie (15-20 lat) ponad dwóch
tysięcy kilometrów autostrad nie moŜe budzić wątpliwości, tym bardziej, Ŝe kraje Europy
Zachodniej przewyŜszają nas w tym względzie bardzo wyraźnie (tab.1).
Tabela 1
Dugo ść autostrad w niektórych krajach zachodnioeuropejskich, km
Niemcy *
11000
Francja *
7700
Hiszpania *
6300
Wochy *
5900
Wielka Brytania *
2600
Szwajcaria **
1500
* Haber (1999) ** Curzydo (1998)
ZastrzeŜenia rodzą się natomiast na etapie realizacji tych przedsięwzięć. Jest to związane
niewątpliwie ze wzrostem świadomości spoecznej, co do zagro Ŝeń jakie niesie za sobą
rozwój transportu samochodowego, zwaszcza, Ŝe w ostatnich latach przybywa w naszym
kraju ponad 400 tysięcy samochodów rocznie. Większą akceptację dziaa ń na rzecz ochrony
zasobów
przyrody
uznać
naleŜy
za
pozytywny
aspekt
edukacji
proekologicznej
spoecze ństwa, lecz zadania związane z rozpoznaniem rozmiarów i skutków degradacji
środowiska oraz podjęcie przedsięwzięć naprawczych i profilaktycznych pozostają cięgle
aktualne.
Celem niniejszej pracy jest przedstawienie w syntetycznym ujęciu róŜnych poglądów
na temat wpywu trasy komunikacyjnej na tereny przy lege oraz skonfrontowanie ich ze
standardami związanymi z budową autostrad przyjętymi w Unii Europejskiej.
Szkodliwe substancje
Jedną z ujemnych stron rozwoju motoryzacji jest zanieczyszczenie atmosfery. Szacuje
się, Ŝe w duŜych miastach spaliny emitowane przez samochody stanowią okoo 80%
wszystkich zanieczyszczeń powietrza. Eksploatacja pojazdów samochodowych moŜe
powodować zanieczyszczenia atmosfery poprzez:
-
niezupene spalanie mieszanki paliwowo-powietrzne j w silniku
-
parowanie naturalne
-
przeciekanie paliwa z ukadu zasilania
W skad gazów spalinowych silników samochodowych wc hodzą substancje o róŜnej
toksyczności dla czowieka:
-
obojętne (azot, tlen, para wodna, dwutlenek węgla)
-
toksyczne (tlenki azotu, tlenki siarki, tlenek węgla, węglowodory, nasycone i
nienasycone aldehydy, sadza)
-
rakotwórcze (3, 4 benzopiren)
Silniki spalinowe są jednym z podstawowych źróde emisji tlenków azotu do atmosfery, a
tlenek węgla (czad) uwaŜany jest w wielu krajach za wskaźnik stopnia zanieczyszczenia
powietrza (Skodowski 1995) . Węglowodory stanowią grupę związków chemicznych o
róŜnej liczbie atomów węgla i wodoru, występujących w róŜnorodnych konfiguracjach. Do
najaktywniejszych skadników spalin samochodowych z aliczyć naleŜy węglowodory z grupy
olefin, z podwójnym wiązaniem między atomami węgla i wodoru. W pojazdach
samochodowych część węglowodorów, zwaszcza o du Ŝych cząsteczkach, nie ulega spaleniu.
Niektóre spalane są tylko częściowo, tworząc związki o zo Ŝonej budowie, sadzę i tlenek
węgla. Reakcje nienasyconych węglowodorów z tlenkami azotu są gówn ą przyczyną
powstawania tzw. smogu, a dziaanie rakotwórcze stw ierdzono w odniesieniu do cięŜkich
węglowodorów aromatycznych typu pirenów. Benzopiren wykazuje niską toksyczność ostrą,
lecz charakteryzuje się bardzo wyraźną toksycznością przewlek ą. Oznacza to, Ŝe pojedyncza
duŜą dawka nie powoduje natychmiastowych skutków ujemnych, natomiast niewielka dawka
podawana w sposób ciągy (na przykad na obszarach stale nara Ŝonych na zanieczyszczenia
spalinami samochodowymi) znacząco zwiększa ryzyko zachorowania na raka. W odniesieniu
do węglowodorów aromatycznych stwierdzono silne dziaani e kancerogenne. StęŜenia
wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych są zazwyczaj większe w nie umytych
warzywach i ziarnie zbóŜ pochodzących z terenów zanieczyszczonych (O’Neill 1998).
Ograniczenia emisji zanieczyszczeń z silników samochodowych dokonuje się poprzez
zastosowanie katalizatorów. Dziaanie wspóczesnych katalizatorów polega na:
-
„dopaleniu” nie spalonych w silniku węglowodorów do dwutlenku węgla i wody
-
przeksztaceniu tlenku w ęgla w dwutlenek węgla
-
rozkadzie tlenku azotu do azotu i tlenu
Konsekwencją stosowania katalizatorów jest jednak zwiększona emisja platyny wokó tras
komunikacyjnych. Wzrost koncentracji tego metalu stwierdzono między innymi w powietrzu
nad jezdniami w duŜych miastach niemieckich (Jendryczko 1998). Wprawdzie wedug
Światowej Organizacji Zdrowia (WHO), ilości platyny uwalniane z katalizatorów nie
stanowią zagroŜenia dla zdrowia ludzi, to względnie krótki okres ekspozycji metalu do
środowiska (w USA i Japonii obowiązek stosowania katalizatorów wprowadzono w roku
1975, w Europie Zachodniej w 1984 r., a w Polsce w 1997 r.) powoduje, Ŝe efekty
biologiczne wywoywane przez emitowan ą z katalizatorów platynę pozostają nieznane.
Nie bez znaczenia dla środowiska jest parowanie ciekych paliw samochodowy ch.
Proces ten zachodzi zarówno w trakcie tankowania (rozlane paliwo) jak i po zatankowaniu
samochodu (opary wydostające się ze zbiornika). NaleŜy pamiętać, Ŝe gorący silnik i ukad
dolotowy powodują parowanie zarówno w trakcie jazdy jak i po wy ączeniu silnika. Inną
kwestią jest natomiast sprawność, a raczej szczelność, ukadu zasilania pojazdu (wycieki
benzyny i olejów).
Pyy opadowe w okolicach ci ągów komunikacyjnych o duŜym natęŜeniu ruchu
pojazdów są jednym z waŜniejszych nośników metali cięŜkich (Pb, Cd, Cu, Zn, Cr, Ni). Oów
dodawany jest do benzyny w postaci czteroetylku oo wiu jako środek antystukowy i
podwyŜszający liczbę oktanową paliwa, a zawartość tego metalu w powietrzu w 90% ma
pochodzenie komunikacyjne. Większość związków oowiu w atmosferze ma średnicę większą
niŜ 1 µm, co powoduje, Ŝe opadają w krótkim okresie po ich emisji i gównie w s ąsiedztwie
autostrad.
Niezaprzeczalnym jest fakt, iŜ zuŜycie benzyn oowiowych systematycznie si ę zmniejsza i
prawdopodobnie w krajach Europy Zachodniej na przestrzeni kilkunastu lat problem oowiu
przestanie istnieć. W USA i Japonii zanotowano w ostatnich latach wyraźne zmniejszenie się
zawartości oowiu w powietrzu wokó dróg w nast ępstwie ograniczenia dystrybucji benzyn
oowiowych (Yunus i in. 1996). Nie naleŜy jednak zapominać, Ŝe w warunkach polskich, ze
względu na stan techniczny wielu pojazdów, proces eliminacji benzyny oowiowej ze
sprzedaŜy trwać będzie du Ŝej. Ponadto w dalszych rozwaŜaniach uwzględnić naleŜy
wieloletnią kumulację metalu jaka dokonaa si ę w środowisku przyrodniczym.
Emisja pozostaych metali ci ęŜkich związana jest ze zuŜyciem róŜnych materiaów w
trakcie eksploatacji
pojazdów (np. Zn i Cd – ścieranie opon samochodowych, Cu –
zuŜywanie silników, Ni – spalanie oleju napędowego, Cr – ścieranie powok galwanicznych).
Z motoryzacją wiąŜe się takŜe skaŜenie środowiska pyami czerni w ęglowej (ścierające się
opony), azbestu (tarcze sprzęga, okadziny hamulcowe) oraz ścierający się asfalt. Wszystkie
te zanieczyszczenie opadając na powierzchnię jezdni zostają „wtórnie” emitowane do
atmosfery z pędem poruszających się z duŜą prędkością pojazdów.
Czowiek jako istota dugowieczna jest szczególnie
oddziaywanie
zanieczyszczonego
środowiska.
Spośród
naraŜony na niekorzystne
metali
cięŜkich
największe
zagroŜenie dla zdrowia czowieka stanowi oów. Wedug oce ny Światowej Organizacji
Zdrowia (WHO) oów jest jedn ą z najbardziej toksycznych substancji na świecie. Do
organizmu czowieka metal ten dostaje si ę przez ukad oddechowy i przewód pokarmowy.
Toksyczność oowiu wynika przede wszystkim z zaburze ń ukadu krwiono śnego (skrócenie
czasu Ŝycia krwinek czerwonych, zakócenia w syntezie hemu , co prowadzi do anemii),
uszkodzenia nerek, wątroby. Pierwiastek ten moŜe akumulować się w kościach. U zwierząt
naraŜonych na duŜą ekspozycję oowiu stwierdzono nasilenie si ę zachowań agresywnych, a
badania prowadzone w latach siedemdziesiątych w Wielkiej Brytanii doprowadziy do
postawienia hipotezy jakoby wzrost przestępczości w wielkich aglomeracjach miejskich
związany by z podwy Ŝszoną zawartością oowiu w środowisku (Bryce-Smith i Waldron
1974). Pyy uliczne zawieraj ące oów stanowi ą duŜe zagroŜenie dla dzieci, ze względu na
większą wraŜliwość modego organizmu, trudno ści z utrzymaniem higieny oraz występujące
często u dzieci zjawisko aknienia opacznego (zjadanie brudu).
Gleba
Elementem
biosfery
będącym
gównym
o środkiem
akumulacji
róŜnych
zanieczyszczeń chemicznych, a zarazem pierwszym ogniwem a ńcucha troficznego jest gleba.
PoniewaŜ gleba posiada duŜe zdolności buforowe, stanowi barierę (filtr ochronny),
zatrzymujący toksyczne substancje. Dostępność biologiczna metali cięŜkich w glebie zaleŜy
od wielu czynników, wśród których do najwaŜniejszych naleŜą: zawartość materii
organicznej, skad granulometryczny, odczyn i nawo Ŝenie (Krosshavn i in, 1992, Singh i in.
1995). Niektóre wa ściwości agrochemiczne gleb (a zwaszcza skad mechaniczn y – cecha,
której modyfikowanie jest praktycznie niemoŜliwe) uwzględniane są podczas projektowania
trasy przebiegu autostrad w Niemczech. W praktyce wyklucza to moŜliwość przeprowadzenia
trasy szybkiego ruchu na przepuszczalnych glebach piaszczystych. Gleby o duŜej pojemności
sorpcyjnej (bogate w mineray ilaste i próchnic ę) wykazują bowiem zdolność do silnego
wiązania metali cięŜkich i zatrzymywania ich gównie w warstwie powierz chniowej, nie
powodując zanieczyszczenia wód gruntowych. Zagadnienie to jest szczególnie istotne w
bezpośrednim sąsiedztwie zbiorników wodnych, studni czy ujęć wodnych (na przykad uj ęcie
wody dla miasta Poznania w Dębinie), zwaszcza, Ŝe podczas prowadzenia prac budowlanych
naturalna gleba zostaje rozcieńczona (między innymi piaskiem i Ŝwirem), co w rezultacie
zwiększa prawdopodobieństwo infiltracji wód powierzchniowych, niekiedy silnie skaŜonych,
w g ąb profilu glebowego.
Wiązanie większości metali cięŜkich wzrasta zdecydowanie w warunkach odczynu
zbliŜonego do obojętnego. Gleby takie określane są mianem gleb „odpornych na skaŜenia
chemiczne”. Nie naleŜy jednak zapominać, Ŝe pojemność kaŜdego akumulatora jest
ograniczona. W sytuacji gdy przekroczone zostaną zdolności sorpcyjne gleby, czyli
moŜliwości niewymiennego wiązania szkodliwych substancji, wniesione do warstwy ornej
toksykanty stanowić mogą powaŜne zagroŜenia dla roślin uprawnych, a w ączone w a ńcuch
pokarmowy takŜe dla zwierząt i ludzi.
Emitowane do atmosfery w wyniku spalania paliw py nnych tlenki siarki i azotu oraz
metale cięŜkie, opadając na powierzchnię gleby mogą być przyczyną zachwiania określonej
równowagi chemicznej istniejącej w glebie (ryc. 1).
KOMUNIKACJA SAMOCHODOWA
OPAD SUCHY I MOKRY (tlenki siarki i azotu, węglowodory, metale cięŜkie)
EFEKTY
PIERWOTNE
1. Wniesienie do warstwy ornej metali cięŜkich i innych toksykantów
2. Wzrost zakwaszenia gleby
3. Zwiększenie rozpuszczalności po ączeń metali cięŜkich z sorbentami
EFEKTY G ÓWNE
1. Degradacja gleby – zniszczenie kompleksu sorpcyjnego
2. Uruchomienie metali cięŜkich oraz Al+3 i Si+4
EFEKT
OSTATECZNY
W ączenie metali cięŜkich w a ńcuch pokarmowy
Rycina 1. Następstwa zanieczyszczenia środowiska glebowego przez komunikację
Metale cięŜkie akumulowane są w glebie w najbliŜszym otoczeniu tras
komunikacyjnych, wykazując zazwyczaj spadek zawartości wraz z odlego ścią od krawędzi
jezdni (ryc. 2). Jak wynika z ryciny 2 zawartość metali cięŜkich w glebach naraŜonych na
skaŜenia motoryzacyjne zaleŜy od systemu ich uŜytkowania. Mniejszą zawartość oowiu w
glebach gruntów ornych tumaczy ć naleŜy wyniesieniem metalu wraz z plonem roślin
uprawnych. Ciągle dyskutowaną pozostaje kwestia „granicy bezpieczeństwa”, czyli
odlego ści od autostrady, którą uznać moŜna za cakowicie bezpieczn ą. Jednoznaczne
określenie tej odlego ści nie jest zadaniem atwym, poniewa Ŝ rozprzestrzenianie się
toksycznych substancji w atmosferze zaleŜy od wielu czynników, takich jak: wa ściwości
chemiczne substancji (lub metalu), uksztatowanie t erenu, występowanie naturalnych barier
(zadrzewień), kierunek wiatrów, natęŜenie ruchu pojazdów itd.
12 0
N ie u Ŝytk i
G ru n ty o rn e
mg Pb / kg gleby
10 0
80
60
40
20
0
2
5
20
O d le g o ś ć (m )
50
Rycina 2. Zawartość oowiu w glebie w zale Ŝności od systemu uŜytkowania i odlego ści od
trasy komunikacyjnej (Grzebisz i in. 1997)
Wedug Curzydy (1996) zanieczyszczenie gruntów ornych metalami cięŜkimi w odlego ści
120-150 od trasy ksztatuje si ę na podobnym poziomie jak na terenach znacznie oddalonych
od ruchu samochodowego. W glebie zlokalizowanej w strefie oddziaywania trasy
komunikacyjnych Poznań-Świecko zawartość oowiu (Pb) i kadmu (Cd) wyliczy ć moŜna z
następujących równań regresji (Potarzycki i in. 1999) :
Pb = 24,65 – 0,016x,
R2 = 95%, dla P ≤ 0,01
Cd = 0,388 – 0,001x,
R2 = 71%, dla P ≤ 0,05
gdzie: x – odlego ść od krawędzi jezdni (m).
Na podkreślenie zasuguje fakt, i Ŝ w badanych próbkach glebowych nie zostaa przekroc zona
norma zawartości Ŝadnego z badanych metali (tab.2), a zawartość oowiu oscylowaa w
granicach wartości uznawanych za to geochemiczne. Nie oznacza to j ednak, Ŝe uprawiane na
tym obszarze rośliny speniay normy przydatno ści konsumpcyjnej (patrz tab.3, rozdzia
Rośliny).
Tabela 2
Zawartość metali cięŜkich w glebie w zaleŜności od odlego ści od krawędzi jezdni, mg/kg *
Odlego ść od krawędzi jezdni, m
Pb
Cd
Zn
Cu
25
24,6
0,46
21,8
4,7
50
24,5
0,48
14,7
3,8
100
22,4
0,20
19,3
7,4
200
20,7
0,19
21,8
10,4
350
20,3
0,13
16,9
7,4
500
20,1
0,20
10,3
8,3
* Potarzycki i in. (1999)
Rozlane na powierzchni gruntu paliwo moŜe być duŜym, choć zwykle ograniczonym
do niewielkiego obszaru (wykluczając powaŜne awarie i katastrofy), zagroŜeniem dla
środowiska. PoniewaŜ ropa naftowa i jej pochodne mają mniejszą gęstość niŜ woda, to woda
stanowić moŜe barierę ograniczającą dalsze rozprzestrzenianie się zanieczyszczeń. Jednak
węglowodory aromatyczne (benzen, toluen i ksylen) wykazują pewną rozpuszczalność w
wodzie, zagraŜając tym samym mikroorganizmom glebowym oraz przenikając do wód
powierzchniowych, zdrowiu ludzi i zwierząt. Węglowodory o duŜej lotności wypeniaj ą pory
glebowe, co grozić moŜe poŜarem lub wybuchem, względnie przemieszczają się do
atmosfery.
Utrzymanie przejezdności dróg w okresie zimowym wymaga stosowania środków
chemicznych powodujących zanieczyszczenia wód i gleb oraz degradację roślinności w
sąsiedztwie drogi. Najczęściej do oczyszczania jezdni ze śniegu i lodu uŜywana jest
mieszanina zo Ŝona z NaCl i CaCl2, przy czym chlorek sodu stanowi ponad 90% wagowych
mieszanki. Spywaj ące wraz z wodami pochodzącymi z nawierzchni dróg związki chemiczne
powodować mogą zasolenie gleb w sąsiedztwie autostrad oraz przyczyniać się do
zanieczyszczenia (zasolenia) wód powierzchniowych i gruntowych. W glebach o duŜej
przepuszczalności, a takŜe na wiaduktach i mostach, alternatywnymi, choć nie zawsze
moŜliwymi do spenienia, rozwi ązaniami mogą okazać się: stosowanie do zwalczania
śliskości zimowej piasku lub Ŝwiru oraz wprowadzenie skutecznego systemu ostrzegania o
gooledzi.
Rośliny
Bez względu zakres prac budowlanych przy budowie autostrady zawsze zniszczeniu
ulega roślinność w najbliŜszym sąsiedztwie drogi i pogorszeniu ulegają warunki wegetacji
roślin pozostaych na tym terenie. W nast ępstwie, często przypadkowego i bezmyślnego
przeprowadzenia drogi przez naturalne ekosystemy, dochodzi do osabienia ich naturalnej
spoistości. Otwarcie drzewostanów trasą komunikacyjną wpywa niekorzystnie na le śną
fitocenozę umoŜliwiając między innymi wnikanie w g ąb lasu spalin, obcych gatunków takich
jak chwasty z gleb uprawnych (perz, ostroŜeń polny i inne) i siedlisk ruderalnych (pokrzywy,
bylica pospolita). Ze względu na fakt, Ŝe na obszarze objętym wycinką pod budowę
autostrady wiatry wieją z duŜą prędkością, następować moŜe nadmierne przesuszanie runa
leśnego, a w skutek tego zmniejszenie przyrostów drzew, wyginięcie wielu gatunków roślin z
powodu zwiększonej transpiracji czy nadmierna akumulacja metali cięŜkich w owocach lasu
(szczególnie podatne są grzyby).
Minimalizacji tych niekorzystnych zjawisk dokonać moŜna poprzez tzw. ekranizację
biologiczną (Curzydo i Kostuch 1996). Polega ona na zlokalizowaniu na skraju lasu oraz
wzdu Ŝ pobocza drogi drzew i krzewów szybko rosnących i zimozielonych, o maej
wraŜliwości na skaŜenia motoryzacyjne. Dodatkową korzyścią takiego rozwiązania jest
ograniczenie haasu. Praktyki te s ą powszechnie stosowane w krajach europejskich, a
zwaszcza w Szwajcarii.
Substancje toksyczne dla roślin mogą być pobierane przez system korzeniowy z gleby lub
wchaniane bezpo średnio z atmosfery. Pobieranie metali cięŜkich z gleby jest procesem
zo Ŝonym, a o fitotoksyczności pierwiastka decydują:
jego wa ściwości chemiczne
zawartość ogólna oraz zawartość formy biologicznie dostępnej (bioprzyswajalnej)
wa ściwości gleby decydujące o ruchliwości metalu
próg fitotoksyczności (gatunek, odmiana i związana z nią tolerancja na zanieczyszczenia)
Spośród metali cięŜkich najatwiej pobierane s ą cynk (Zn) i kadm (Cd), miejsce pośrednie
zajmują miedź (Cu) i nikiel (Ni), a najtrudniej pobierane są oów (Pb), rt ęć (Hg) i chrom (Cr).
Dla prognozowania moŜliwości w ączenia pierwiastka w a ńcuch troficzny, poza znajomością
ogólnej zawartości metalu w glebie, istotnym staje się ilościowe określenie form
przyswajalnych. Poszczególne gatunki roślin mają niejednakowe zdolności pobierania i
akumulowania metali cięŜkich. Rośliny dwuliścienne pobierają zdecydowanie więcej metali
niŜ zboŜa. Szczególnie atwo gromadz ą metale cięŜkie warzywa, zwaszcza korzeniowe, co
wymusza nijako ograniczanie uprawy tej grupy roślin w pobliŜu tras szybkiego ruchu i
autostrad. Największe zawartości metali notuje się zazwyczaj w korzeniach, a najmniejsze w
owocach i nasionach.
Substancje gazowe, takie jak: tlenek węgla, tlenki azotu i dwutlenek siarki, węglowodory
a takŜe niektóre metale cięŜkie, wnikają do wnętrza rośliny na drodze opadu suchego lub
mokrego, poprzez aparaty szparkowe w skórce liści. Stopień uszkodzenia rośliny zaleŜy od
rodzaju i stęŜenia gazu, czasu jego oddziaywania i odporno ści gatunkowej. Szczególnie
toksyczne są tlenki metali cięŜkich oraz węglowodory aromatyczne (benzopiren), których
dugotrwae
dziaanie
prowadzi
pocz ątkowo
do
zmian
fizjologicznych
(często
niewidocznych), następnie do zaburzeń wzrostu (chlorozy, nekrozy, opadanie liści) a
ostatecznie do śmierci rośliny.
Pocieszającym jest jednak fakt, Ŝe 90% oowiu pochodz ącego z atmosfery akumuluje się na
powierzchni rośliny lub w tkankach zewnętrznych (skórka, okrywa nasienna). Zatem na
obszarach o duŜym potencjalnym zagroŜeniu skaŜenia oowiem dokadne mycie warzyw i
owoców moŜe znacząco ograniczyć wprowadzenie metalu do organizmu czowieka. Nieste ty
w sytuacji gdy roślina pobierze oów z gleby i w ączy go w swój metabolizm – mycie podów
rolnych niewiele pomoŜe.
Niezwykle pouczającym przykadem obrazuj ącym zo Ŝoność tego zagadnienia są badania
prowadzone przez autora i wspópracowników w okolic ach trasy A-2 Poznań-Świecko
(tab.3). Przyjmując wartości graniczne zawartości metali cięŜkich w roślinach opracowane
przez IUNG w Puawach (Kabata-Pendias i in. 1993), naleŜy stwierdzić, Ŝe zawartość
oowiu w ziarnie pszenicy na caym badanym obszarze
przekroczona bya kilkukrotnie
(wartość graniczna wynosi 1 mg / kg s.m.). Podobną zaleŜność odnotowano dla kadmu
(wartość graniczna wynosi 0,15 mg / kg s.m.). Kadm by tak Ŝe pierwiastkiem ograniczający
przydatność paszową roślin. Przestrzenny rozkad zanieczyszcze ń wyraźnie pokazuje, Ŝe
gówn ą przyczyną przekroczeń wartości krytycznych dopuszczalnych dla ziarna pszenicy bya
trasa szybkiego ruchu. Gdyby powyŜsze zaleŜności porównać z danymi zawartymi w tabeli 2
(próbki pochodzą z tego samego obszaru i byy pobrane w tym samym c zasie) naleŜaoby
wskazać na rolę opadu atmosferycznego jako źróda ska Ŝenia podów rolnych w s ąsiedztwie
trasy o duŜym natęŜeniu ruchu pojazdów. Znaczy to, Ŝe oznaczenie dostępnymi aktualnie
metodami analitycznymi zawartości metali cięŜkich w glebach uprawnych nie wystarczy do
precyzyjnego i jednoznacznego określenia stopnia degradacji środowiska na obszarach
rolniczych.
Tabela 3
Zawartość metali cięŜkich w ziarnie pszenicy ozimej, mg/kg s.m.*
Odlego ść od krawędzi jezdni, m
Pb
Cd
Zn
Cu
25
5,0
0,42
11,0
2,8
50
5,2
0,48
15,4
2,6
100
5,0
0,55
11,9
2,6
200
3,5
0,50
11,0
1,8
350
4,0
0,31
11,0
2,3
500
2,0
0,45
13,5
1,9
* Potarzycki i in. (1999)
Zwierzęta
Przeprowadzenie drogi przez lasy i zarośla oddziauje ujemnie na dzikie zwierz ęta.
Dochodzi wówczas do zaburzeń w istniejącym behawioryzmie zwierząt leśnych z powodu
zniszczenia ich naturalnych wędrownych ścieŜek prowadzących do wodopojów, Ŝerowisk,
mateczników czy miejsc gniazdowania. Nie naleŜy jednak sądzić, Ŝe przecięcie autostradą
szlaków wędrówek zwierząt spowoduje zaniechanie utrwalonych przez lata nawyków. Dzikie
zwierzęta, zwaszcza masowo przemieszczaj ące się pazy, w ędrując na drugą stronę jezdni
będą ginąć pod koami samochodów. Wi ększe zwierzęta mogą z kolei być przyczyną kolizji
drogowych. Autostrady wymagają więc nie tylko osiatkowania, lecz wykonania przez trasę
przejść dla zwierząt. Z doświadczeń krajów zachodnioeuropejskich wynika, Ŝe najbardziej
wskazane są przejścia znajdujące się nad jezdnią, gdy obie nitki trasy znajdują się w tunelu
(Curzydo i Kostuch 1996) . Przejścia takie winny być moŜliwie szerokie, zlokalizowane w
okolicach zbiorników wodnych (rzek, stawów) i stanowić naturalne przedu Ŝenie terenu
leśnego. Niekorzystnie na zwierzęta leśne wpywaj ą takŜe świata przeje ŜdŜających
samochodów oraz haas rozprzestrzeniaj ący się wokó autostrad, obejmuj ący swym zasięgiem
strefę do 500 m od krawędzi jezdni. W kaŜdym Ŝywym organizmie zwierzęcym
zamieszkaym na terenach
zagro Ŝonych stale dokonuje się kumulacja toksykantów
(zwaszcza kadmu i oowiu), a gównym
źródem zanieczyszcze ń są rośliny będące
poŜywieniem dla zwierząt. Do zatrucia zwierząt metalami cięŜkimi i węglowodorami
dochodzi bowiem częściej przez przewód pokarmowy niŜ ukad oddechowy.
Czy autostrady są zem koniecznym?
Autostrady stanowią najbezpieczniejszą formę dróg. Wskaźniki wypadkowości na
autostradach w krajach Unii Europejskiej są kilkakrotnie mniejsze niŜ na ulicach miejskich i
podmiejskich (Lenart 1998). W Europie Zachodniej wskaźnik zabitych w wypadkach
drogowych w przeliczeniu na 100 km autostrady wynosi 2 osoby na rok, podczas gdy na
naszych drogach krajowych ginie rocznie 12 osób (Haber 1999). Do najczęściej
przytaczanych korzyści pyn ących z budowy autostrad zalicza się (Suwara 1994):
oszczędność zuŜycia paliw (do 25%)
oszczędność czasu podróŜy (o 30-40%)
zmniejszenie ryzyka wypadków (o 70-80%)
ograniczenia emisji spalin i haasu (o 25-30%) w st osunku do obecnie funkcjonujących
dróg.
Istotne są takŜe korzyści ekonomiczne jakie występują na etapie budowy autostrady. Do
najwaŜniejszych z nich zaliczyć naleŜy:
wzrost zatrudnienia przy budowie
większy popyt na materiay budowlane
rozbudowa infrastruktury wokó autostrad
oŜywienie gospodarcze
wzrost dochodów państwa z tytuu opat i podatków.
Przedstawione w poprzednich rozdziaach zagro Ŝenia środowiskowe związane z
komunikacją mogą prowadzić do kojarzenia budowy autostrady z inwestycją nieekologiczną,
czy wręcz niepoŜądaną. Tymczasem pojazdy poruszają się po autostradzie z duŜą prędkością,
ruch jest pynny i w konsekwencji ska Ŝenie środowiska jest mniejsze w porównaniu z
tradycyjnymi drogami. Wedug Habera (1999) budowa autostrady przyczynia się do
przeniesienia haasu i zanieczyszcze ń w krajobraz odlegy od du Ŝych skupisk ludzkich,
poprawiając jednocześnie jego linearność i estetykę. Curzydo (1998) uwaŜa, Ŝe autostrady w
porównaniu do dróg tradycyjnych, to inwestycje proekologiczne. Z poglądem tym moŜna się
zgodzić, pod warunkiem przestrzegania przez inwestorów norm prawnych dotyczących
ochrony środowiska oraz stosowania wszelkich dostępnych środków ograniczających
niekorzystny wpyw komunikacji samochodowej na tere ny zlokalizowane wokó autostrady.
Zagadnienia te zostaną poruszone w kolejnych rozdziaach.
Rozwiązania prawne przyjęte w Unii Europejskiej
Z rozpoznania przeprowadzonego przez autora wynika, Ŝe Unia Europejska nie
stworzya dot ąd jednolitego aktu prawnego określającego standardy dotyczące budowy
autostrad. Dotychczas obowiązują ustawy i rozporządzenia przyjęte w poszczególnych
krajach (Sheppard i in. 1992). Zakres dziaa ń związanych z ograniczeniem niekorzystnego
wpywu autostrady na tereny przylege prowadzonych w krajach Wspólnoty musi być jednak
zgodny z ogólną polityką Unii Europejskiej w zakresie ochrony środowiska.
Do podstawowego aktu prawnego o powstaniu Europejskiej Wspólnoty Gospodarczej
(poprzednik Unii Europejskiej), zwanego Traktatem Rzymskim, przepisy związane z ochroną
środowiska weszy dopiero 1 lipca 1987 r. Stanowiy je trzy artykuy (art. 139r, 130s, 130t),
które określają (bardzo ogólnie) cele Unii Europejskiej w tym zakresie. Do najwaŜniejszych
z nich naleŜą:
•
zachowanie, ochrona i poprawa jakości środowiska
•
dziaania w celu ochrony zdrowia ludzkiego
•
zapewnienie rozwaŜnego i racjonalnego uŜytkowania zasobów naturalnych
Przyjęte w Traktacie rozwiązania prawne wskazują na konieczność: uwzględnienia w polityce
ekologicznej państw czonkowskich interesów pa ństw rozwijających się, prowadzenia
edukacji w zakresie ochrony środowiska oraz unikanie eksploatowania przyrody
powodującego naruszenie równowagi biologicznej.
Obecnie tworząc nowe przepisy powinno się zapewnić ich zgodność z Dyrektywą
Rady 97/11/EC przyjętą po kilkuletnich dyskusjach przez Radę Unii Europejskiej w marcu
1997 roku. Dyrektywa w artykule 1 definiuje, Ŝe: „...przez inwestycję rozumie się wykonanie
prac budowlanych lub instalacyjnych oraz wkraczanie w otoczenie przyrodnicze i krajobraz,
jak równieŜ wydobywanie surowców mineralnych...”.
W artykule 2 zawarte są zalecenia, aby do istniejących procedur wydawania zezwoleń na
realizację inwestycji wprowadzić ocenę oddziaywania na środowisko. Wymóg ten zosta ju Ŝ
przez Polską speniony (ustawa z
12 lipca 1984 r. o planowaniu przestrzennym i
znowelizowana w 1987 r. ustawa o ochronie i ksztat owaniu środowiska – do procesu
ustalania lokalizacji i uzgadniania rozwiązań projektowych inwestycji, mogących pogorszyć
stan środowiska).
Artyku 3 dyrektywy wskazuje na konieczno ść oszacowania bezpośrednich i pośrednich
skutków inwestycji w odniesieniu do następujących czynników:
•
ludzi, fauny i flory
•
gleb, wód, powietrza, klimatu i krajobrazu
•
skadników materialnych i dziedzictwa kultury
•
wzajemnego oddziaywania wymienionych wy Ŝej czynników.
Dyrektywa w artykule 4 dzieli inwestycje na:
•
powodujące znaczące skutki w środowisku
•
inwestycje, które równieŜ mogą powodować istotne skutki w środowisku (interpretacja
naleŜy do państwa czonkowskiego).
W za ączniku I do dyrektywy wymienione są inwestycje podlegające obligatoryjnemu
obowiązkowi przeprowadzenia oceny oddziaywania na
środowisko. W punkcie 7b
wymienione są „autostrady i drogi szybkiego ruchu”, a w punkcie 7c „budowa nowych
dróg o czterech lub więcej pasach, lub zmiana linii drogi i/lub poszerzenie istniejących
dróg o dwóch lub mniej pasach w celu uzyskania czterech lub więcej pasm, gdy takie
nowe lub przebudowane i/lub poszerzone odcinki dróg będą miay 10 km lub wi ęcej
ciągej dugo ści.
W artykule 5 dyrektywy zawarte są polecenia dla państw czonkowskich, by zapewniy
dostarczenia przez inwestora co najmniej:
•
opisu inwestycji zawierającej informację o miejscu, rozwiązaniach technicznych i
wielkości inwestycji
•
opisu środków zapewniających uniknięcie, zredukowanie lub zapobieŜenie znaczącym
szkodliwym skutkom
•
danych wymaganych dla rozpoznania i oszacowania gó wnych skutków oddziaywania
inwestycji na środowisko.
Zgodnie z artykuem 12 pa ństwa czonkowskie byy zobowi ązane do dostosowania swoich
regulacji prawnych do wymagań dyrektywy w okresie 3 lat od daty podpisania dokumentu.
Dyrektywa ujednolica wymagania i procedury ocen w obrębie krajów Wspólnoty, a dodatnią
stroną tego aktu prawnego jest stworzenie systemu przepy wu informacji, co pozwoli na
doskonalenie w przyszo ści systemu i procedur wykonywania oceny wpywu inwe stycji (np.
budowy autostrady) na środowisko.
Swobodny przepyw informacji zosta zagwarantowany
juŜ w Dyrektywie Rady
90/313/EWG z czerwca 1990 r. Zgodnie z art.3 ust.1, prawo wystąpienia z Ŝądaniem
uzyskania informacji o stanie środowiska przysuguje wszelkim osobom fizycznym lub
prawnym na ich Ŝądanie, bez konieczności wykazania przez nie powodów swego
zainteresowania.
Zagadnienia związane z transportem znalazy swój wyraz tak Ŝe w Piątym Programie
Dziaania Unii Europejskiej, zatytuowanym „Ku rozw ojowi zrównowaŜonemu”. Jest on
obecnie
podstawą
polityki
ekologicznej
Wspólnoty.
Do
priorytetowych
dziaa ń
wspólnotowych zaliczono między innymi:
•
usprawnione kierowanie przemieszczaniem ludności (z uwzględnieniem wymogów
ochrony środowiska w czasie transportu, lokalizacji itp.)
•
w transporcie lepsze gospodarowanie gruntami, infrastrukturą i obiektami, rozwój
transportu publicznego i skojarzonego (kombinowanego, z preferencjami dla transportu
kolejowo-samochodowego),
promowanie
bardziej
przystosowanego
ekologicznie
transportu prywatnego.
Konwencja genewska w sprawie zanieczyszczeń powietrza na dalekie odlego ści
poszerzona zostaa o dwie grupy zanieczyszcze ń : metale cięŜkie i trwae zanieczyszczenia
organiczne. Oba protokoy podpisane zostay 24 czer wca 1998 r. na konferencji „Środowisko
dla Europy” w Aarhus. Protokoy te zostay podpisan e przez 32 państwa-strony (takŜe przez
Polskę) oraz Unię Europejską. Do podstawowych zobowiązań o charakterze obligatoryjnym
zaliczono między innymi:
•
ograniczenie z terytorium danego kraju ącznej emisji do powietrza kadmu, oowiu i rt ęci
•
wprowadzenie norm zawartości oowiu w benzynie handlowej.
W myśl protokou, ka Ŝde państwo-strona, w ciągu 6 miesięcy od wejścia dokumentu w Ŝycie
powinna wprowadzić limit zawartości oowiu w benzynie handlowej wynosz ący 0,013 g/l.
Istnieje moŜliwość wydu Ŝenia tego okresu do 10 lat, pod warunkiem dotrzymania w okresie
przejściowym zawartości oowiu w benzynie na poziomie 0,15 g/l. Polska o becnie spenia
wymagania protokou, gdy Ŝ od 1993 roku limit ten wynosi wa śnie 0,15 gPb/l. DuŜy stopień
zbieŜności z normami wspólnotowymi wykazują równieŜ inne polskie normy w dziedzinie
emisji róŜnych substancji z pojazdów silnikowych. Dla przyka du dotyczy to dyrektywy
94/63/EWG w sprawie zmniejszenia emisji lotnych związków organicznych ze zbiorników
benzyny i podczas jej tankowania w stacjach paliw. Dyrektywa w sprawie zawartości siarki w
paliwie (93/12) znajdzie swoje odzwierciedlenie dopiero po nowelizacji normy PN-92C96051 (informacja MOSZNiL).
Minimalizacja negatywnych skutków środowiskowych
Jak zaznaczono wcześniej w świetle obowiązujących przepisów konieczne jest
wykonanie oceny oddziaywania autostrady na środowisko. Oceny takiej dokonuje się:
-
na etapie projektów związanych z lokalizacją autostrady
-
na etapie projektu budowlanego.
Obie oceny są niezbędne do projektowania standardowych urządzeń i zabezpieczeń
chroniących środowisko przed skutkami zanieczyszczeń komunikacyjnych, takich jak:
•
ekrany akustyczne
•
kanalizacja deszczowa oraz inwestycje zapewniające szczelność systemów odwadniania
autostrady
•
urządzenia oczyszczające wody opadowe spywaj ące z jezdni (zbiorniki retencyjne i
oczyszczające, zbiorniki odparowujące i filtrujące, separatory zawiesin i związków
ropopochodnych)
•
ogrodzenia, tunele, obiekty mostowe i przejścia ekologiczne dla zwierząt
•
okna o podwyŜszonej izolacyjności dźwiękowej w obiektach mieszkalnych
Ekologiczne elementy obudowy autostrad stanowić będę:
•
pasy zieleni (zadrzewień i zakrzewień) wzdu Ŝ autostrady – tzw. zieleń osonowa i
dogęszczająca
•
sieć uŜytków ekologicznych (zalesień) stanowiących miejsca schronienia zwierzyny i
przeznaczonych do bezpiecznego doprowadzenia zwierząt do przejść przez autostradę.
Curzydo (1998) szczególnie duŜe znaczenie w środowisku przypisuje zadrzewieniom
przydroŜnym i śródpolnym, poniewaŜ:
•
agodz ą dziaanie czynników atmosferycznych powoduj ących nadmierne wysuszanie
gleby i pustynnienie terenów rolniczych (wysokie temperatury, wiatry, zmniejszona ilość
opadów)
•
stanowią ostoję dla dzikich zwierząt, ptaków i owadów
•
tworzą filtr ochronny ograniczający rozprzestrzenianie się zanieczyszczeń i haasu
bezpośrednio nad powierzchnią gleby (zakrzewienia przydroŜne)
•
przyczyniają się do oczyszczanie górnych warstw atmosfery (większe parowanie nad
zadrzewieniami i lasami prowadzi do ączenia się cząsteczek pary wodnej z pyami, które
stają się cięŜsze i opadają).
Wedug szacunków Agencji Budowy i Eksploatacji Auto strad ączny koszt budowy
urządzeń ochrony środowiska w stosunku do cakowitych kosztów budowy polskich autostrad
będzie waha si ę w przedziale od 10,7% (autostrada A-1 pónoc-poud nie) do 14,9%
(autostrada A-2 wschód-zachód). Proporcje te odpowiadają standardom autostradowym
większości krajów europejskich.
Podsumowanie
Budowa w Polsce sieci autostrad z pewnością stwarzać będzie rozliczne, często trudne
do rozwiązania problemy środowiskowe. Stawia to przed inwestorem wymagania dokonania
rzetelnej oceny, uwzględniającej zarówno korzyści jak i zagroŜenia wynikające z realizacji
inwestycji, jaką jest budowa autostrady. NaleŜy jednoznacznie określić sposoby minimalizacji
oddziaywania komunikacji samochodowej na środowisko przyrodnicze. Uwzględniając
wzrost świadomości proekologicznej projektantów i wykonawców oraz stale dokonujący się
postęp techniczny, moŜna przypuszczać, Ŝe wiele problemów uda się rozwiązać, tym bardziej,
Ŝe w „przeddzień” przystąpienia Polski do Unii Europejskiej, moŜliwe jest skorzystanie z
bogatych, wieloletnich doświadczeń krajów zachodnioeuropejskich. System prawa w zakresie
ochrony środowiska wokó tras szybkiego ruchu i autostrad w Unii Europejskiej nie jest
jednak jednoznaczny i przejrzysty, co oznacza, Ŝe dostosowanie polskiego systemu prawnego
do standardów obowiązujących we Wspólnocie nie będzie atwe.
W odniesieniu do autostrad, kaŜde, nawet najlepsze rozwiązanie techniczne,
weryfikowane będzie w praktyce dopiero po kilku, a nawet kilkunastu latach, od momentu
ukończenia budowy. Istnieje zatem potrzeba stworzenia tzw. „opcji zerowej”, pozwalającej na
określenie aktualnego stanu środowiska przyrodniczego (grunty orne, lasy, sady itd.) oraz
konieczność staego monitoringu oddziaywania trasy komunikacy jnej na środowisko.
Uzyskane w ten sposób dane będę mogy by ć wykorzystane w rozwaŜaniach nad
skutecznością zastosowanych rozwiązań oraz do ewentualnego podjęcia dziaa ń naprawczych.
Literatura
1. Bryce-Smith D., Waldron H.A. (1974): Lead, behaviour and criminality. The Ecologist 4, 367-377
2. Curzydo J., Kostuch R. (1996): Oddziaywanie au tostrady na grunty rolnicze i leśne. Aura 6, 2022
3. Curzydo J. (1998): Zagro Ŝenia motoryzacyjne i konflikty autostradowe w Polsce. Aura 2, 6-10
4. Haber Z. (1999): Ekologiczne aspekty budowy autostrad. Przegląd Komunalny 5(92), 52-53
5. Grzebisz W., Bochowiak A., Potarzycki J., Diatt a J.B.(1997): Initial evalution of the state urban
soil contaminated by heavy metals on the basis of the city Poznań. Proceedings of 2nd
International Symposium on „Metal Elements in Environment., Medicine and Bology”.
Timisoara, Roumania, (Eds. Garban Z., Dragan P.): 225-230
6. Jendryczko A. (1998): Czy platyna będzie zagroŜeniem na drogach?. Aura 2, 28-29
7. Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M., Terelak H., Witek T. (1993): Ocena
stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami cięŜkimi i siarką. IUNG, Puawy.
8. Krosshavn M., Steinnes E., Varskog P. (1992): Binding of Cd, Cu, Pb and Zn in soil organic
matter with different vegetational background. Watter, Air and Soil Pollution 71: 185-193
9. Lenart W. (1998): Strategiczna ocena oddziaywan ia polskiej sieci autostrad na środowisko. Probl.
Ocen Środ. z.1, 8-13
10. O’Neill P. (1998): Chemia środowiska. PWN
11. Potarzycki J., Grzebisz W., Biber M., Diatta J.B. (1999): Stan geochemiczny gleb i jakość podów
rolnych w strefie oodziaywania trasy komunikacyjne j Poznań-Świecko. Rocz. AR w Poznaniu
CCCX, Melior. InŜ. Środ. 20 cz. I: 77-85
12. Singh B.R., Narwal R.P., Jeng A.S. (1995): Crop uptake and extractability of cadmium in soils
naturally high in metals at different pH levels. Comm.Soil Sci.Plant Anal., 26 (13,14): 2123-2142
13. Skodowski P. (1995): Wpyw tras komunikacyjnyc h na chemiczną degradację środowiska
przyrodniczego. Geodezja z.33, 37-46
14. Sheppard S.C., Gaudet C., Sheppard M.I., Cureton P.M., Wong M.P. (1992): The development of
assessment and remediation quidelines for contaminated soils, a review of the science. Can. J. Soil
Sci 72, 359-394
15. Suwara T. (1994): Budowa autostrad i modernizacja sieci drogowej w Polsce. Aura 5, 5-6
16. Yunus M., Singh N., Iqbal M. (1996): Global Status of Air Pollution: An Overview. Plant
Response to Air Pollution (Eds.) Yunus M., Iubal, 1-34
dr inŜ. Jarosaw Potarzycki
Akademia Rolnicza im. A. Cieszkowskiego
Katedra Chemii Rolnej
60-625 Poznań
ul. Wojska Polskiego 71F