Microsoft Word - ENERGIA JADROWA

ROZDZIAŁ XIX. ZAGROŻENIA ZWIĄZANE Z WYTWARZANIEM
ENERGII ELEKTRYCZNEJ – KOSZTY ZEWNĘTRZNE

19.1 Rosnące zapotrzebowanie energii elektrycznej

Obecne metody zaspokajania potrzeb energetycznych świata nie zapewniają możliwości
zrównoważonego długoterminowego rozwoju. Od 1960 roku zapotrzebowanie energii na
świecie wzrosło dwukrotnie, chociaż energochłonność na jednostkę dochodu narodowego
brutto (DNB) zmalała. Przewiduje się dalszy spadek energochłonności, ale nie wystarczy on
do pokrycia ogromnego wzrostu zapotrzebowania. Według ocen ONZ, liczba ludności na
świecie wzrośnie z 6 miliardów w 1999 roku do 8,1 miliardów w 2020 i 10,5 miliardów w
2100 roku. Większość tego przyrostu wystąpi w krajach rozwijających się, które obecnie
zużywają znacznie mniej energii niż kraje rozwinięte. Na 3 miliardy ludzi zamieszkujących
Azję południowo wschodnią, Chiny i Afrykę środkową przypada zaledwie 0,15
kWh/mieszkańca, dziesięciokrotnie mniej niż w krajach Ameryki Północnej i Unii
Europejskiej (UE). A zużycie energii elektrycznej gra kluczową rolę w ochronie zdrowia i
podnoszeniu standardu życiowego człowieka. W miarę rozwoju podaży elektryczności rośnie
wydajność rolnictwa, polepsza się zaopatrzenie w żywność, rośnie uprzemysłowienie, podnosi
się poziom opieki zdrowotnej i wykształcenia, powstają nowe możliwości zatrudnienia, co
przynosi w efekcie obniżenie umieralności dzieci, wzrost długości życia i podniesienie standardu
życiowego.

Nie ulega wątpliwości, że kraje rozwijające się będą przykładać wszelkich starań dla
rozwinięcia swej elektroenergetyki. Również kraje uprzemysłowione potrzebują nowych
elektrowni, niezależnie od wszelkich działań na rzecz zmniejszania energochłonności naszych
urządzeń. Na przykład Stany Zjednoczone ogłosiły program zbudowania 1300 nowych
elektrowni o łącznej mocy 300 000 MWe w ciągu najbliższych 20 lat. Zapotrzebowanie na
energię w Unii Europejskiej wzrośnie o 19% do 2030 r. Do roku 2030. import energii
wzrośnie w UE -25 do 70%, a emisje CO

w krajach Unii przekroczą poziom 1990 r. o 14%.

Oznacza to rosnącą zależność Unii od importu surowców energetycznych, pociągającą za
sobą nie tylko ogromne wydatki na energię, ale i uzależnienie polityczne od dostawców
energii, w szczególności od Rosji.

Wg International Energy Agency, światowe zapotrzebowanie na energię elektryczną podwoi
się do 2030 r., od obecnych 16 do 31,6 tysięcy TWh. Oznacza to potrzebę nowych elektrowni
o mocy 4800 GWe. Ale dla tych nowych elektrowni niezbędne są surowce energetyczne, a
ich zasoby na Ziemi są ograniczone. Zgodnie z prognozami ekspertów Światowej Rady
Energetycznej, przy obecnym poziomie zużycia światowe rezerwy surowców energetycznych
wystarczą na następujący okres: węgiel kamienny – 205 lat, węgiel brunatny – 247 lat, ropa
naftowa – 44 lata, gaz ziemny 55 lat

. Konieczność wprowadzenia źródeł energii innych niż

paliwa organiczne staje się jasna.

Tekst wykładu jest oparty na publikacji A. Strupczewski, Koszty zewnętrzne wytwarzania energii elektrycznej,

Biuletyn miesięczny PSE, grudzień 2005, s.11-27, oraz A. Strupczewski, U. Radovic, Koszty zewnętrzne
wytwarzania energii elektrycznej w Polsce, Biuletyn Miesięczny PSE, styczeń 2006, s. 14-29, 1-2 2006

Survey of Energy Resources 2004, World Energy Council, London, 2004. Dane podawane przez inne źródła są

nieco inne, jednak różnice nie są zbyt duże.

W ciągu ostatniego dziesięciolecia Unia Europejska starała się rozwijać odnawialne źródła
energii i wprowadzać energooszczędne technologie do przemysłu, rolnictwa i gospodarstw
domowych. Ale mimo wysokich subsydiów na rozwój źródeł energii odnawialnych, udział
ich w bilansie energetycznym jest bardzo mały, a przerywany charakter pracy wymagający
źródeł rezerwowych, wielkie zapotrzebowanie powierzchni i wysokie koszty hamują ich
rozwój.

19.2 Zasady oceny skutków zdrowotnych i ekologicznych wytwarzania energii
elektrycznej opracowane w ramach programu Unii Europejskiej ExternE

Aby dokonać  świadomego wyboru najlepszych dróg dalszego rozwoju elektroenergetyki
trzeba zdawać sobie sprawę z pełnego bilansu skutków zdrowotnych i ekologicznych,
związanych z wytwarzaniem energii elektrycznej. Jednakże obciążenia środowiska i ryzyko
wypadków w różnych cyklach paliwowych są różne w różnych etapach produkcji energii,
charakter skutków –zdrowotnych lub środowiskowych, miejscowych, regionalnych lub
globalnych, krótko terminowych lub długoterminowych, doraźnych lub chronicznych – różni
się dla różnych  źródeł energii, a baza danych jest także bardzo różna dla różnych opcji
energetycznych. Funkcje dawka-skutek są definiowane w różny sposób, a w pewnych
przypadkach były zdecydowanie zmieniane w ciągu ostatniego dziesięciolecia. W świetle
tych wszystkich różnic  łatwo jest usprawiedliwić ograniczenie analizy porównawczej do
wybranych etapów cyklu paliwowego lub do części relacji dawka-skutek. Ale jeśli analiza
ograniczona jest do wybranych aspektów sytuacji, wyniki nie są poprawne. Na szczęście
rozwój metodologii i bazy danych w skali międzynarodowej, szczególnie w prowadzonym
intensywnie przez kraje Unii Europejskiej programie porównań skutków zdrowotnych i
ekologicznych wytwarzania energii elektrycznej ExternE, umożliwił wyjaśnienie wielu
uprzednio niejasnych zagadnień i zapewnił wysoki poziom współczesnych analiz
porównawczych. Etapy oceny tych skutków występujące w pracach omawianego programu
pokazane są na rysunku 19.1.

Aby uchronić się przed pominięciem istotnych etapów cyklu wytwarzania energii, przyjęto
zasadę analizy w cyklu całego życia (ang. Life Cycle Analysis - LCA), która obejmuje emisje i
wypadki podczas budowy zakładów energetycznych wraz z wydobyciem surowców i
produkcją urządzeń, podczas wydobycia i transportu paliwa, eksploatacji elektrowni, z
uwzględnieniem magazynowania energii lub mocy rezerwowej potrzebnej w przypadku
źródeł energii o działaniu przerywanym, usuwania i składowania odpadów oraz likwidacji
zakładów energetycznych aż do przywrócenia pierwotnego stanu środowiska. Zgodnie z
normą ISO 14040, „Bilans ekologiczny obejmuje wpływ na środowisko i potencjalne skutki
związane z wytwarzaniem produktu w ciągu całego okresu jego życia („od kolebki aż do
grobu”), począwszy od uzyskania surowców, poprzez produkcję i zastosowanie produktu aż
do jego likwidacji. Do rozważanych kategorii należą wykorzystanie zasobów naturalnych,
zdrowie człowieka i efekty ekologiczne.”

Uwzględnienie wszystkich etapów cyklu wytwarzania energii, włączając w to etapy wstępne,
jest szczególnie ważne przy analizach porównawczych tych źródeł energii, które
charakteryzują się niskimi lub zerowymi emisjami w czasie eksploatacji elektrowni, ale do
zbudowania elektrowni wymagają wielkich nakładów energii, materiałów i pracy. Tak
właśnie jest w przypadku energii odnawialnych, szczególnie elektrowni z ogniwami foto-
woltaicznymi (PVC), które z uwagi na małe wymiary pojedynczych ogniw uważane są za

energo- i materiałooszczędne w porównaniu w wielkimi elektrowniami jądrowymi (EJ). W
rzeczywistości ilości materiałów i energii potrzebne na jednostkę energii wytworzonej w
elektrowni słonecznej są znacznie większe niż w przypadku elektrowni jądrowej lub opalanej
węglem, jak pokazano w Tablicy 19.1

, opracowanej w toku realizacji programu ExternE w

Niemczech i na odpowiadających jej Rys. 19.2, 19.3 i 19.4.

Rys. 19.1 Etapy analiz prowadzonych w ExternE

A – Określenie źródła emisji (technologii i miejsca) oraz wielkości
emisji np. w kg/rok
B - Dyspersja (model dyspersji w atmosferze) i wynikające stąd
zwiększenie koncentracji zanieczyszczeń w powietrzu w miejscu
odbioru, np. w mikrogramach pyłu PM/m

dla każdego z rozważanych

rejonów,
C - funkcja dawka-skutek (lub koncentracja- skutek) określająca skutki
zdrowotne i inne, np. liczbę przypadków astmy wskutek wzrostu
stężenia pyłu.
D - wycena monetarna np. koszt przypadku astmy

Uwzględnienie emisji przy wytwarzaniu materiałów potrzebnych dla danej technologii jest
zrozumiałe i nie budzi większych kontrowersji. Bardziej dyskusyjna jest sprawa
zanieczyszczeń powodowanych przez produkcję energii elektrycznej, zużywanej do tej
produkcji materiałów, a także do wytwarzania urządzeń, budowy elektrowni itd. Wielkość ta
zależy nie tylko od ilości potrzebnej elektryczności, ale i od charakterystyk systemu
energetycznego, który tę energię elektryczną wytwarza.

Można założyć, że energia zużywana np. dla produkcji paliwa jądrowego dostarczana jest
przez elektrownie jądrowe, które pracują w podstawie systemu energetycznego i mogą wobec
tego pokryć zapotrzebowanie energetyczne dla całego cyklu paliwowego. Przy takim
podejściu okazałoby się, że jądrowy cykl paliwowy nie powoduje żadnej emisji
zanieczyszczeń chemicznych ani nie przyczynia się do efektu cieplarnianego. Jednakże w

Marheineke T., Krewitt W., Neubarth J., Friedrich R., Voss A., „Ganzheitliche Bilanzierung der Energie-und

Stoffstrome von Energieversorgungstechniken“, Unversitaet Stuttgart Institut fuer Energiewirtschaft und
Rationelle Energieanwendung, IER Band 74, August 2000

ExternE Infor system 2005,

http://externe.jrc.es?Belgium+Nuclear.htm

rzeczywistości energia zużywana w produkcji paliwa jądrowego nie pochodzi wyłącznie z EJ,
ale także z innych elektrowni. Chociaż energia wytwarzana przez elektrownie jądrowe jest
wielokrotnie większa od energii potrzebnej na pokrycie potrzeb całego cyklu paliwowego,
przyjmujemy,  że zużycie tej energii z mieszaniny źródeł w danym kraju oznacza
wykorzystanie źródeł które powodują efekt cieplarniany, a więc również i cykl paliwowy EJ
przyczynia się do efektu cieplarnianego.

W programie ExternE przyjęto,  że niezależnie od tego, czy elektrownie pracują w sposób
ciągły (i mogą same pokryć potrzeby energetyczne całego cyklu), czy w sposób przerywany
(czyli potrzebują wsparcia systemu), działania wymagające zużycia energii elektrycznej
uważa się za obciążone  średnimi emisjami i wypadkami obliczanymi dla całego kraju lub
regionu energetycznego, gdzie znajdują się zużywające energię zakłady. Konsekwentnie,
produkcja paliwa jądrowego jest obciążona emisjami wynikającymi z wytwarzania potrzebnej
dla niej energii. W przypadku elektrowni słonecznych (ogniw fotowoltaicznych – ang. photo-
voltaic cells PVC) efekt ten jest znacznie większy w związku z wielkim zapotrzebowaniem
energii i materiałów na zbudowanie systemu tych elektrowni i ich zaplecza wyrównującego
przerwy w ich pracy.

Tab. 19.1 Porównanie zużycia materiałów i energii oraz emisji w pełnym cyklu dla

różnych systemów energetycznych

System

PV amor

PV poli

Wiatr

Gaz

Fe t/TWh

24247

14332

5212

2306

967

420

t/TWh

507

363

65 2 1 6

Boksyt t/TWh

237

389

GWh

/GWh

0.842 0.619 0.166 0.295 0.262 0.066

t/TWh

440

494

351

t/TWh

345 408 49 696 272 48

Pyły

t/TWh

117

118 18 64 19 25

t/TWh

220 000

319 000

36 000

838 000

370 000

17 000

GWh

– nakład energii pierwotnej potrzebnej na budowę elektrowni i produkcję jej urządzeń, GWh

– wielkość

energii elektrycznej, jaką można łącznie uzyskać z elektrowni w ciągu całego okresu jej pracy

Innym ważnym elementem uwzględnianym w analizie porównawczej (nieuwzględnianym
jednak w poprzednich fazach realizowanych do 1998 roku w ExternE ) jest zapotrzebowanie
na magazynowanie energii lub moc rezerwową. Jeśli źródło energii o pracy nieciągłej, jak
elektrownia wiatrowa lub słoneczna, dostarcza bardzo małą część energii elektrycznej
produkowanej w systemie energetycznym, to problem mocy rezerwowej nie ma większego
znaczenia. Jeśli jednak udział elektrowni słonecznych w systemie będzie znaczący, np. 20-
30% mocy produkowanej, wówczas problem rozbieżności między szczytowym
zapotrzebowaniem energii a okresem szczytowej produkcji staje się istotny. Aby dysponować
energią w czasie, gdy jest ona najbardziej potrzebna, np. wieczorem - energię produkowaną
przez elektrownie słoneczne trzeba magazynować, a koszty środowiskowe magazynowania są
znaczne. Wobec tego, że magazynowania energii nie wprowadzono dotychczas na znaczącą
skalę, analizy porównawcze muszą uwzględniać moc rezerwową potrzebną w istniejącym
systemie, którą może zapewnić energia jądrowa, paliwo kopalne lub hydroenergia. Zwykle
zakłada się, że koszty rezerwy energetycznej odpowiadają kosztom średnim budowy
zakładów energetycznych w danym systemie energetycznym, a są to wielkości znaczące.

Zapotrzebowanie na żelazo i miedź

dla systemów energetycznych

wg [Marh.2000], [Hirsch., Voss 1999]

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

100

150

200

250

300

350

żelazo, t/ TWh
M iedź, t/ TWh

Rys. 19.2 Zapotrzebowanie na żelazo i miedź dla różnych systemów energetycznych

3,5

Zapotrzebowanie na boksyt

dla systemów elektroenergetyki
[Marh. 2000], [Hirsch,Voss 1999]

2753

2041

500

1000

1500

2000

2500

3000

Rys. 19.3 Zapotrzebowanie na boksyt dla różnych systemów energetycznych

3,5

Hirschberg S., Voss A. Nachhaltigkeit und Energie: Anforderungen der Umwelt, Proceedings der Fachtagung

Nachhaltigkeit und Energie, Zurich, 25/26 November 1998, PSI Proceedings 99-01, Mai 1999, Paul Scherrrer
Institut

Zapotrzebowanie energii pierwotnej

do zbudowania elektrowni [Marheineke 2000]

200

400

600

800

1000

1200

1400

)

Rys. 19.4 Zapotrzebowanie na energię pierwotną dla różnych systemów energetycznych

Oceny niemieckie z 2000 roku

zostały potwierdzone przez opublikowane w roku 2004

studium Królewskiej Akademii Inżynierskiej, które podkreśliło znaczenie mocy rezerwowych
w systemie potrzebnych dla źródeł energii o charakterze przerywanym i dało wycenę
finansową potrzebnych nakładów

. W świetle planowanego przez UE wzrostu udziału źródeł

energii odnawialnej do 10%, a nawet do 20% energii wytwarzanej w systemie, pomijanie
kosztów bezpośrednich i kosztów zewnętrznych wynikających z potrzebnych rezerw
systemowych byłoby błędem.

Po uwzględnieniu tych elementów okazuje się, że emisje na jednostkę produkowanej energii
elektrycznej w przypadku ogniw fotoelektrycznych (PV) i biomasy są wielokrotnie większe
niż emisje powodowane przez hydroelektrownie, wiatr i energię jądrową (patrz rys. 19.5).

19.3. Technologia reprezentatywna.

Interesujące sugestie odnośnie wyboru technologii reprezentatywnej dla danego rodzaju
energetyki zawiera raport projektu ExternE 95 dotyczący hydroelektrowni

. Analizy w tym

zakresie zostały opracowane przez Norwegię, która stwierdziła, że nigdy w historii nie
wystąpiły pęknięcia tam w Norwegii, a wobec tego zagrożenie społeczne związane z

The Royal Academy of Engineering. The Costs of Generating Electricity, March 2004

EXTERNE 1995, Externalities of Energy, Vol. 1-7, published by European Commission, Directorate General

XII, Science Research and Development, Luxembourg, 1995

pęknięciem tam jest równe zeru. Założenie to zaaprobowano mimo tego, że w ciągu ostatnich
40 lat pęknięcia tam spowodowały znaczne straty zdrowia i życia (np. rozerwanie tamy
Vaiont we Włoszech, 1963, 1900 zgonów). Inny przykład dostarcza studium Instytutu Paula
Scherrera prowadzone przez wiele lat dla rządu szwajcarskiego na temat ryzyka wypadków w
różnych gałęziach energetyki. Studium wykazało, że zagrożenie rozerwaniem tam
zbudowanych w drugiej połowie XX wieku w krajach OECD jest pomijalnie małe (0.004
zgonu/GWe.a), podczas gdy zagrożenie rozerwaniem tam w krajach nie należących do OECD
jest wysokie (2.1 zgonu/GWe·a)

. Na tej podstawie autorzy studium przyjęli dla Szwajcarii, w

której poziom wymagań bezpieczeństwa jest podobny jak w krajach OECD, wskaźniki
zagrożenia dla krajów OECD.

Rys. 19.5 Emisje powodowane przez energię odnawialną i EJ

Tak więc w analizach porównawczych uwzględnia się, że baza danych służąca do
przewidywania ryzyka związanego z nowymi elektrowniami musi być rozpatrywana z
uwzględnieniem tła technicznego i historycznego. Jeśli po katastrofach wprowadzano zmiany,
które wykluczają powtórzenie się tych katastrof, to porównawcza ocena ryzyka powinna brać
te zmiany pod uwagę. Jest to ważne nie tylko dla hydroenergetyki, ale i dla energii jądrowej,
którą przeciwnicy wciąż atakują twierdząc, że awaria w Czarnobylu była „typową” awarią i
pomijają różnice w konstrukcji i kulturze bezpieczeństwa, które wykluczają powtórzenie się
awarii czarnobylskiej w reaktorach budowanych w krajach UE.

Hirschberg S., SpiekermaN, G. and Dones, R. “Severe Accidents in the Energy Sector”. PSI Report Nr. 98-16,

Paul Scherrer Institute, Switzerland, (November 1998)

Emisje powodowane przez systemy odnawialne w

Niemczech [Marheineke, 2000]

100

200

300

400

500

600

tro

, 1

, E

Pyły
NOx
SO2

W przypadku energetyki jądrowej w krajach OECD jedyny wypadek z uwolnieniem
radioaktywności do otoczenia w ciągu ponad 10 000 reaktoro-lat pracy elektrowni jądrowych
zdarzył się w Three Miles Island (TMI, patrz rozdz. XVI) i nie spowodował ani utraty życia,
ani żadnych strat na zdrowiu. Nie ma więc podstaw historycznych by oceniać zagrożenie w
drodze statystycznej. Co więcej, zarówno technika jak i kultura bezpieczeństwa poszły daleko
naprzód od czasu awarii w TMI, tak że proste założenie jednej awarii na 10 000 lat byłoby
nieuzasadnione. Z drugiej strony potencjalne skutki awarii mogą być znacznie groźniejsze niż
w przypadku TMI. Dlatego obecnie dla porównań przyjmuje się wyniki Probabilistycznej
Analizy Bezpieczeństwa

, w której uwzględnia się wszystkie istotne cechy bezpieczeństwa

EJ, możliwości awarii struktur, systemów i elementów EJ i oblicza się prawdopodobieństwo
uszkodzenia rdzenia i uwolnienia produktów radioaktywnych. Wobec tego, że przy
probabilistycznej ocenie skutków radiologicznych przejmuje się hipotezę LNT (nawet
najmniejsze dawki mogą zwiększać prawdopodobieństwo zgonu na raka, patrz rozdz. XIV)
wyniki przedstawiają najbardziej niekorzystne możliwe sytuacje. Obecnie uznaje się, że takie
analizy probabilistyczne dają wyniki najbardziej reprezentatywne dla obecnego stanu rozwoju
energetyki jądrowej.

19.4. Uwzględnianie pełnego zakresu obciążeń środowiskowych i funkcji dawka-skutek

Obciążenia środowiska w analizach porównawczych powinny uwzględniać nie tylko emisje
pierwotne, ale i wtórne zanieczyszczenia powodowane przez wytwarzanie energii
elektrycznej. Zasadę tę uważa się za bezwzględnie obowiązującą w energetyce jądrowej,
gdzie uwzględnia się wszystkie obciążenia radiacyjne, nie tylko ograniczone do
radionuklidów uwalnianych z elektrowni jądrowych, ale i te powodowane przez produkty
rozpadu tych nuklidów. W przypadku zanieczyszczeń konwencjonalnych konieczność
rozpatrywania pełnego spektrum zagrożeń została uznana dopiero w ostatnim dziesięcioleciu.
Chociaż emisje pyłu i SO

uznano za szkodliwe już ponad pół wieku temu, emisji tlenków

azotu nie wiązano bezpośrednio z zagrożeniem zdrowia ludzkiego, i nie rozpatrywano
tworzenia się pyłu drobnego wskutek przemian SO

i NO

w atmosferze. Dopiero w połowie

lat 90-tych uznano, że pyły drobne są najbardziej szkodliwe dla zdrowia i uwzględniono je w
pełni w programie ExternE. Okazało się, że właśnie te pyły drobne stanowią największe
zagrożenie, ponieważ przenoszone są one w atmosferze na duże odległości i przenikają przez
naturalne bariery ochronne w układzie oddechowym by osiąść głęboko w płucach powodując
poważne schorzenia, patrz rys. 19.6.

Obecnie rejestr emisji obejmuje pyły pierwotne, SO

i NO

, pyły wtórne tworzone w

atmosferze na bazie SO

i NO

, ozon tworzony po przekształceniach NO

w świetle

słonecznym, pierwiastki toksyczne takie jak Hg, Cd i Cu unoszone z pyłem i przenikające z
nim do organizmu człowieka oraz pierwiastki promieniotwórcze emitowane z różnych
zakładów energetyki jądrowej i konwencjonalnej.

Warto sobie zdać sprawę jak małe są cząsteczki pyłów, które zagrażają naszemu zdrowiu. Na
rys. 19.7 pokazano wielkość cząsteczki sadzy na tle przekroju włosa ludzkiego. Najbardziej
groźne pyły są jeszcze mniejsze. Cząstki pyłów o wymiarach około 10 μm, osadzają się w
skórze, błonach śluzowych nosa i w krtani, pyły o średnicy 3 μm w tchawicy, o średnicy 2,5
μm w oskrzelach, a jeszcze mniejsze w pęcherzykach płucnych. Właśnie ta najmniejsza

ang. Probabilistic Safety Analysis -PSA

frakcja pyły– o wymiarach poniżej 2,5 μm (PM

2.5

) – jest najgroźniejsza dla naszego zdrowia,

bo powodują trwałe uszkodzenia układu oddechowego oraz prawdopodobnie działa
promocyjnie na rozwój nowotworów płuc.

Rys. 19.6 Rejony osadzania pyłów w
układzie oddechowym człowieka

Rys. 19.7 Porównanie rozmiarów włosa ludzkiego i cząstek pyłu

Niestety ten właśnie drobny pył najłatwiej przenika przez filtry instalowane w układach
odlotowych spalin z elektrowni cieplnych. Wraz z pyłami emitowane są metale ciężkie, często o
działaniu toksycznym. Substancje takie jak ołów i rtęć powodują trwałe szkody zdrowotne, a
arszenik, beryl czy kadm są trujące i rakotwórcze.

Krótkotrwałe narażenie na SO

wywołuje nasilenie symptomów chorobowych, a przy

długotrwałym narażeniu obserwowano systematycznie zwiększoną umieralność, wzrost

Przekrój włosa

Pył, np. cząstka sadzy

10 mikronów

Włos ludzki,
60 mikronów

przyjęć do szpitala i chroniczne choroby płuc

. W małych ilościach SO

oddziałuje na rośliny

jak nawóz, w ilościach większych hamuje jednak ich rozwój. SO

jest obok tlenków azotu

główną przyczyną powstawania kwaśnych deszczów, które powodują nie tylko niszczenie
świata roślinnego, ale i przyspieszają korozję obiektów wykonanych z metalu, kamienia i
betonu. Zakwaszanie tymi deszczami gleby powoduje rozpuszczanie soli metali ciężkich, co z
kolei pogarsza jakość zdrowotną produktów żywnościowych otrzymywanych na tych
glebach. W niskich temperaturach tlenki siarki w obecności wykroplonej wody kondensują
jako kwas siarkowy, który oddziałuje żrąco na błony śluzowe, a osadzając się na
powierzchniach konstrukcji metalowych i betonowych wywołuje ich korozję.

Dwutlenek azotu powoduje choroby układu oddechowego, a narażenie na jego wysokie
stężenia może powodować bronchit u astmatyków i u osób zdrowych. Najbardziej narażone
są dzieci i astmatycy. Badania epidemiologiczne wykazały zwiększone o 20% ryzyko chorób
układu oddechowego u dzieci przy wzroście stężenia NO

o około 30

μg/m

w ciągu 2

tygodni

. NO

oddziałuje na rośliny jak nawóz pod warunkiem, że ilość zastosowanych

sztucznych nawozów nie jest nadmierna. W upalne dni i w kontakcie z węglowodorami
wytwarza ozon (substancję szkodliwą dla zdrowia ludzi i roślin), a w kontakcie z rodnikami
hydroksylowymi powstaje kwas azotowy, istotny składnik kwaśnych deszczów.

Co najważniejsze jednak, tlenki azotu podobnie jak dwutlenek siarki przekształcają się w
aerozole wtórne (azotany i siarczany), o bardzo małych rozmiarach, i podobnie jak pył drobny
emitowany z elektrowni oddziałują szkodliwie na zdrowie człowieka. Sytuację utrudnia fakt,
że o ile pyły można wychwytywać w filtrach, tlenki siarki i azotu wydzielają się z komina w
postaci gazów i dopiero w atmosferze ulegają reakcjom chemicznym powodującym
powstawanie aerozoli o bardzo małych rozmiarach, wdychanych później przez człowieka.
Aerozole te mogą przebywać w atmosferze przez wiele dni i przebywają duże odległości, jak
pokazano na rys. 19.8.

W typowych warunkach atmosferycznych frakcja pyłów o rozmiarach 5-10 μm osadzonych w
promieniu 200 km wynosi zaledwie 30%, a dopiero w odległości 1200 km przekracza 90%.
Zasięg SO

jest jeszcze większy – 30% osadza się w promieniu 300 km, a 90% w promieniu

2000 km. Oznacza to, że o ile pyły pierwotne stwarzają głównie zagrożenie lokalne, o tyle
zasięg tlenków siarki i azotu obejmuje cały kontynent. Wielkość powodowanych szkód zależy
nie tylko od stężenia zanieczyszczenia (którego rozkład zależy od warunków kominowych i
atmosferycznych) ale również od rozkładu receptorów. Rysunek 19.8 pokazuje, że aby
uchwycić 80% szkód, analiza powinna brać pod uwagę obszary o odległości 1000 km i
więcej.

WHO (2000) . Air Quality Guidelines for Europe, second edition. WHO Regional Publications, European

Series No. 91

NEWEXT - New Elements for the Assessment of External Costs from Energy Technologies, coordinator

Rainer Friedrich, Final Report to the European Commission, DG Research, Technological Development and
Demonstration (RTD), IER, Germany, ARMINES / NSMP, France, PSI, Switzerland, Université de Paris I,
France, University of Bath, United Kingdom, VITO, Belgium, September 2004

Rys. 19.8 Frakcja szkód powodowanych przez zanieczyszczenia powietrza w funkcji
odległości od źródła emisji

Skutki tych emisji zależą od wielu czynników i określane są w badaniach epidemiologicznych
przeprowadzanych na dużych populacjach, w których stan zdrowia dziesiątków tysięcy ludzi
koreluje się z poziomem zanieczyszczenia atmosferycznego różnymi substancjami. Przez
wiele lat korelacje te opracowywano na podstawie krótkotrwałych obserwacji nagłych
wzrostów liczby przyjęć do szpitali i nagłych zgonów w okresach zwiększonego
zanieczyszczenia atmosfery.

Najlepiej znanymi przykładami takich zanieczyszczeń są epizody w Londynie w 1952 roku i
w innych latach, ale rejestrowano je także w Nowym Jorku, w Osace (Japonia) , Oslo
(Norwegia) i wielu innych miastach. Jak widać na rys. 19.9, nie ma wątpliwości, że wzrost
liczby zgonów w czasie epizodu w Londynie był skutkiem wzrostu stężenia zanieczyszczeń w
powietrzu. W ciągu tygodnia łączna liczba dodatkowych zgonów przekroczyła 5000.
Korelacje między liczbą nagłych zgonów dodatkowych a stężeniem zanieczyszczeń określane
z takich epizodów jak w Londynie były przez wiele lat wykorzystywane jako podstawa ocen
liczbowych w porównawczej analizie ryzyka.

Oczywiste jest jednak, że długoterminowe skutki narażenia na wdychanie zanieczyszczonego
powietrza są większe niż skutki narażenia krótkotrwałego. W związku z trudnościami
metodologicznymi przez długi czas nie można było opracować korelacji opisujących takie
skutki długoterminowe, ale w połowie lat 90-tych badania dużych grup ludności i
zanieczyszczeń powietrza w miastach amerykańskich utorowały drogę do powszechnej
akceptacji korelacji uwzględniających narażenia chroniczne.

Zanieczyszczenie powietrza i zgony w Londynie w 1952 r. [Lipfert, 1994]

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

Data, grudzień 1952

ęż

eni

e s

ogu,

rogr

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

ba z

gonów

ienni

Stężenie smogu
Liczba zgonów dziennie

Rys. 19.9 Zanieczyszczenie powietrza i zgony w Londynie w grudniu 1952 r.

Przykład wyników wskazujących na zagrożenia dla zdrowia nawet przy stężeniach
zanieczyszczeń mniejszych od wymaganych przez normy Światowej Organizacji Zdrowia
(WHO) pokazano na rys, 19.10 w oparciu o pracę Dockery i in.

Umieralność względna a zapylenie powietrza w miastach USA, [Dockery 93]

1.1

1.2

1.3

Stężenie pyłu drobnego, PM2.5 mikrogram/m3

ier

alno

ść

ędna

Rys. 19.10 Wzrost umieralności względnej przy niskich, ale długotrwałych

zanieczyszczeniach powietrza w miastach USA

10, 12

Lipfert, F.W., “Air pollution and community health”, Van Nostrand Reinhold, New York, (1994).

Dockery D.W. et. al. (1993), “An association between air pollution and mortality in six U.S. cities”, New

England J. Med. 329: 1753-1759

Największe studium wykonane w USA

obejmowało losy ponad pół miliona ludzi, a wobec

braku danych europejskich dotyczących umieralności przy narażeniu chronicznym, studium
to zostało przyjęte w programie ExternE jako podstawa do porównań skutków
zanieczyszczenia powietrza. Wobec tego, że dane tych badań dotyczyły składu
zanieczyszczeń powietrza typowego dla warunków USA, przeprowadzono adaptację funkcji
dawka-skutek dla warunków europejskich w oparciu o wyniki epidemiologiczne dla
umieralności przy narażeniu nagłym w USA i w Europie. W wyniku otrzymano niższe niż w
USA nachylenie krzywej umieralności przy narażeniu chronicznym. Obecnie w analizach
porównawczych uwzględnia się zarówno umieralność przy narażeniu nagłym jak i przy
narażeniu chronicznym.

Według metodyki stosowanej w ExternE, skutki zanieczyszczeń powietrza oblicza się
przyjmując, że są one równe sumie wkładów ∆I poszczególnych zanieczyszczeń. Dla każdego
z nich określa się funkcję stężenie-skutek zdrowotny CRF (od ang. concentration-response
function), nachylenie (ang. slope) s

i przyrost stężenia ∆c

by określić wkład zdrowotny ∆I

ze wzoru

∑

(19.1)

Przyrosty stężenia zanieczyszczeń ∆c

oblicza się dla każdego miejsca, w którym znajdują się

ludzie, a skutki zdrowotne sumuje się dla wszystkich miejsc by otrzymać sumę dla rejonu
narażonego na zanieczyszczenia.

W raportach ExternE z 1998 i 2000 roku zakładano, że toksyczność wszystkich siarczanów
równa jest toksyczności drobnego pyłu PM

2.5

a toksyczność tlenków azotu równa jest

toksyczności pyłu PM

. To rozróżnienie między siarczanami a azotanami było oparte tylko

na rozmiarach cząstek, z uwzględnieniem, że azotany potrzebują innych cząstek, na których
się mogą skraplać, podczas gdy siarczany same wytwarzają ośrodki kondensacji i są w
związku z tym mniejsze. Stosunek nachylenia CRF dla pyłów s

PM10

PM2.5

przyjmowano

równy 0.6, ponieważ jest to typowy stosunek stężenia pyłów drobnych i średnich PM

2.5

. Skład i toksyczność pierwotnych pyłów PM emitowanych z różnych źródeł mogą być

zupełnie różne, na przykład PM emitowany przez samochody jest niemal całkowicie
organiczny (oparty na węglu), podczas gdy PM ze spalania węgla zawiera znaczną część
minerałów.

Wobec tego, że dostępne dane o emisji są wyrażane po prostu w jednostkach masy pyłów
PM, można tylko rozróżniać skład pyłów w zależności od ich źródła. Według metodyki
ExternE, emisje elektrowni węglowych są uważane za emisje PM

, a emisje z pojazdów za

emisje PM

2.5

W obecnej wersji programu ExternE założenia dotyczące toksyczności różnych typów pyłu
zmieniono na podstawie starannej analizy danych epidemiologicznych i literatury
toksykologicznej. Zgromadzone wyniki potwierdzają wysoką toksyczność cząstek
generowanych przy spalaniu, szczególnie w silnikach samochodowych. W przypadku cząstek
wtórnych sytuacja nie jest tak oczywista. W szczególności wciąż mało jest dowodów

Pope C. A. et al., “Particulate Air Pollution as a Predictor of Mortality in a Prospective Study of US Adults”, Am. J.

Resp. Critical Care Med 151 (1995) 669-674

szkodliwości azotanów, podczas gdy dla siarczanów szkodliwe skutki zdrowotne potwierdziło
wiele studiów, w tym bardzo ważne badania dużej kohorty wykonane przez Pope’a i in..

Wg najnowszego raportu programu ExternE

przyjmowane obecnie współczynniki

toksyczności są następujące:
• azotany są równoważne 0,5 razy toksyczność PM

;

• siarczany są równoważne PM

(lub 0,6 razy PM

2.5

)

• cząstki pyłów pierwotnych z elektrowni są równoważne PM

;

• cząstki pierwotne pyłów uwalnianych z pojazdów są równoważne 1,5 razy toksyczność
PM

2.5

W postaci równania można to zapisać następująco:

∆I = s

PM10

∆c

PMpower

+ 1,5 s

PM2.5

∆c

PMtrans

+ s

PM10

∆c

sulf

+ 0,5 s

PM10

∆c

nitr

+ s

∆c

+ s

SO2

∆c

SO2

+ s

∆c

inne

(19.2)

Dla umieralności przy narażeniu chronicznym (dominujący wkład w koszty zewnętrzne)
funkcję zależności skutków od stężenia CRF skorygowano na podstawie badań Pope’a

przyjmując względne ryzyko 1,05 (dla stężenia 10 µg/m

) jako średnią z dwóch wartości 1,04

i 1,06 podanych w pracy

Dla uzyskania lepszego modelowania w ExternE, wprowadzono czynnik modyfikujący f

przed każdym członem s

∆c

. Współczynniki nachylenia s

funkcji CRF ustalono jako równe

zależnościom określonym przez odpowiednie studia epidemiologiczne dla danego efektu
zdrowotnego. Wartości współczynników modyfikujących f

, wraz z ocenami ich przedziałów

ufności zostały wybrane w wyniku konsensusu epidemiologów i toksykologów dla
najlepszego odzwierciedlenia prawdopodobnego efektu zdrowotnego. Tak więc
współczynniki f

oznaczają wagę jaką należy nadać funkcji CRF (zwane są one także

współczynnikami przyczynowości, bo wyrażają stopień wiary w związek przyczynowo-
skutkowy opisany funkcją CFR). Jeśli zanieczyszczenie powietrza, np. tlenek węgla, nie jest
związane przyczynowo-skutkowo z efektem zdrowotnym, to odpowiedni współczynnik
modyfikujący przyjmuje się równy zeru, w danym przypadku f

= 0.

Wraz z uwzględnieniem efektów narażenia chronicznego podjęto sprawę najlepszej definicji
skutków zdrowotnych. Do połowy lat 90-tych korelowano je jako liczbę dodatkowych
zgonów przypadających na dany wzrost zanieczyszczeń (np. 4000 dodatkowych zgonów w
Londynie w 1952 roku) lub na jednostkę produkowanej energii elektrycznej (np. 37
zgonów/GWe·a energii elektrycznej z elektrowni węglowej

). W drugim etapie programu

ExternE uzgodniono, że najlepszą miarą efektów zdrowotnych nie jest liczba dodatkowych

Pope C.A., R.T. Burnett, M.J. Thun, E.E. Calle, D. Krewski, K. Ito, G.D. Thurston (2002), "Lung cancer,

cardiopulmonary mortality, and long term exposure to fine particulate air pollution ", J. Amer. Med. Assoc., vol.
287 (9), 1132-1141

Rabl A. et al., “Externalities of Energy: Extension of accounting framework and Policy Applications, Final

Technical Report, Version 2”, August (2005)

EXTERNE 1995, Externalities of Energy, Vol. 1-7, published by European Commission, Directorate General

XII, Science Research and Development, Luxembourg, 1995

zgonów – bo i tak wszyscy musimy kiedyś umrzeć – ale skrócenie oczekiwanego okresu
życia

Zmiany te – uwzględnienie pyłów wtórnych, efektów narażenia chronicznego i zmiana z
liczby zgonów na liczbę straconych lat oczekiwanego okresu życia (YOLL) – spowodowały
duże zmiany w wielkościach liczbowych, ale względne relacje między różnymi rodzajami
energii pozostały niezmienione. Widać to w tablicy 19.2, pokazującej wyniki dla elektrowni
usytuowanej w Niemczech, skorelowane jako liczba dodatkowych zgonów oraz jako liczba
straconych lat przy założeniach przyjmowanych w ExternE 98 .

Tabl. 19.2 Efekty zdrowotne wytwarzania energii elektrycznej w różnych systemach,
dane dla Niemiec wg ExternE

System WK

Gaz

Zgonów /GWe·a, ExternE 98

131

148

1.75

YOLL/GWe·a, ExternE 98

1240

1450

404

19.5 Wyniki porównań

Rys. 19.11 Koszty zewnętrzne wytwarzania elektryczności w Niemczech

Należy wyraźnie zaznaczyć, że eksperci pracujący w programie ExternE nie są w żaden
sposób związani z przemysłem nuklearnym. Z pewnością nie przyjmują oni założeń

Leksell I., Rabl A., “Air Pollution and Mortality: Quantification and Valuation of Years of Life Lost”, Risk

Journal (2001).

Berry, J.E., Holland M.R., Watkiss P.R. Stephenson W., “Power Generation and the Environment - a UK

Perspective”, ETSU Final Report. June (1998)

Koszty zewnętrzne

wytwarzania elektryczności w Niemczech

dane z [Watkiss 05]

0.5

1.5

2.5

3.5

Gaz

Wiatr

Hydro

€c

Efekt ciepl
Ekosystem
Materiał
Zdrowie

dogodnych dla energetyki jądrowej. Przeciwnie, starają się oni przyjmować zawsze wartości
pesymizowane reprezentujące warianty najgorsze dla energetyki jądrowej. Przykładem tego
podejścia może być wielkość uwolnień substancji promieniotwórczych z elektrowni jądrowej,
która np. w pracy brytyjskiej była przyjmowana jako równa maksymalnym uwolnieniom
dopuszczalnym według projektu, a nie według danych rzeczywistych. W efekcie uwolnienia z
nowoczesnej elektrowni jądrowej Sizewell B z reaktorem PWR, w którym wprowadzono
szereg ulepszeń, zostały przyjęte znacznie większe

niż średnie uwolnienia ze starych

reaktorów w USA. Pomimo to, dane na temat kosztów zewnętrznych wytwarzania energii
elektrycznej w krajach UE opublikowane w W. Brytanii

wykazują, że energia jądrowa wraz

z hydroelektrowniami, wiatrakami i ogniwami słonecznymi należą do źródeł energii
najbardziej przyjaznych dla człowieka (rys. 19.11).

W przeciwieństwie do energii jądrowej, dla której skutki indywidualne są pomijalnie małe,
roczne skutki spalania paliw organicznych zgodnie z ExternE są znaczące. Wskutek wzrostu
stężenia ozonu w powietrzu, w krajach EU 25 umiera co roku przedwcześnie 21 000 osób, a
dziesiątki milionów cierpią na zaburzenia oddechowe powodujące konieczność przyjmowania
lekarstw i ograniczania aktywności. Wskutek wzrostu stężeń pyłów PM w roku 2000
mieszkańcy krajów EU 25 utracili około 3 milionów osobo-lat oczekiwanego trwania życia.
Jest to równoważne liczbie około 288 000 przedwczesnych zgonów osób dorosłych, z
dodatkowymi 560 przedwczesnymi zgonami noworodków. Ponadto pyły PM spowodowały w
2000 roku około 83 000 poważnych przypadków wymagających leczenia szpitalnego

, około

25 milionów dni wymagających użycia leków wspomagających układ oddechowy i kilkuset
milionów dni o ograniczonej aktywności. Obniżenie poziomu zanieczyszczenia powietrza
pyłami PM I ozonem może przynieść znaczące korzyści zdrowotne. Na rys. 19.12 opartym na
danych z pracy A.Rabla

widać, jakie koszty finansowe musiałaby ponieść każda rodzina dla

osiągnięcia wymaganej redukcji emisji zanieczyszczeń do atmosfery zgodnie z planami Unii
Europejskiej.

Symbole CL, GP i MFR odpowiadają redukcji zanieczyszczeń powietrza zgodnie z obecnymi
przepisami (current legislation - CL), z protokołem z Gothenburga (GP), i zgodnie z
maksymalną możliwą redukcją przy pełnym zastosowaniu obecnie dostępnych metod
technicznych (ang. Maximum Feasible Reduction - MFR). Jednocześnie widać, że przy emisji
zanieczyszczeń w 1990 roku przeciętne skrócenie oczekiwanej długości życia mieszkańca UE
wskutek cało życiowego narażenia na wdychanie zanieczyszczonego powietrza wynosiło 7,8
miesiąca. Dzięki planowanemu zmniejszeniu zanieczyszczenia powietrza przeciętny
mieszkaniec UE-25 może zyskać ponad 5 miesięcy oczekiwanego trwania życia. Jest to
wielkość znacząca dla każdego człowieka.

Watkiss P., AEAT/ED51014/Baseline Scenarios CAFE CBA: Baseline Analysis 2000 to 2020, AEA

Technology Environment, January (2005)

Rabl A. et al., “Externalities of Energy: Extension of accounting framework and Policy Applications, Final

Technical Report, Version 2”, August (2005)

Indywidualne koszty zewnętrzne wytwarzania elektryczności w UE,

dane z [Rabl 05 http://www.externe.info/expoltec.pdf]

100

200

300

400

500

600

700

1990

MFR

CL, GP, MFR - osiągalne poziomy redukcji emisji

CL-wg obecnych przepisów, GP - protokoł z Goteborga,

MFR- maksymalne osiągalne redukcji emisji

ji,

€/

ró

yci

a w

tek

iecz

iet

ię

€/rok/rodzina

miesiące/osobę przy
narażeniu przez całe życie

Rys. 19.12. Wydatki przypadające na rodzinę i redukcja oczekiwanego skrócenia życia

odpowiadające zmniejszeniu emisji zgodnie z planami UE

Tę redukcję emisji można osiągnąć przez instalowanie coraz doskonalszych filtrów i
ograniczania spalania węgla o niskiej jakości. Znacznie skuteczniejszą drogą jest
wprowadzenie elektrowni nie emitujących zanieczyszczeń, takich jak hydroelektrownie,
elektrownie jądrowe i wiatrowe. Te ostatnie jednak są bardzo drogie i pracują niestabilnie, co
wymaga posiadania dużej sieci z elektrowniami pracującymi w sposób ciągły. Tak więc
wyniki porównań prowadzonych w programie ExternE wskazują,  że elektrownie jądrowe,
które nie emitują pyłów ani ozonu do atmosfery, powinny być wprowadzane do energetyki
dla dobra zdrowia człowieka.

Wobec tego, że zarówno przy liczeniu liczby zgonów jak i przy liczeniu liczby straconych lat
oczekiwanego życia wyniki programu ExternE wykazują, że energia jądrowa jest jednym ze
źródeł energii najbardziej przyjaznych dla człowieka i środowiska, sprawdźmy czy założenia
stosowane w ocenach porównawczych energetyki jądrowej nie faworyzują jej kosztem innych
źródeł energii.

19.6 Założenia w analizach ryzyka energetyki jądrowej

Wobec tego, że zasięg zanieczyszczeń atmosfery powodowanych przez pyły wtórne i gazy
radioaktywne jest bardzo duży, analizy nie mogą być ograniczone do efektów lokalnych
wokoło elektrowni, ale powinny uwzględniać wpływ cyklu paliwowego w skali regionalnej
lub globalnej. W analizach energetyki jądrowej z reguły uwzględnia się skutki emisji
produktów radioaktywnych obejmujące cały  świat. W przypadku kopalnych źródeł energii
znaczny krok naprzód przedstawiają wyniki programu ExternE, który uwzględnia całą Unię

Europejską, ale analiza ta nie jest pełna, bo pozostawia poza obrębem zainteresowań skutki w
Europie Wschodniej i Azji.

Przy rozpatrywaniu przebiegów czasowych zmian zagrożeń proponuje się stosowanie małych,
ale dodatnich wielkości stopy dyskonta dla przyszłych skutków zdrowotnych. Odpowiada to
postępowi wiedzy medycznej i techniki, który można będzie wykorzystać w przyszłości do
likwidacji problemów zanieczyszczenia środowiska i ochrony zdrowia. Na przykład,
zachorowanie na raka przed stu laty oznaczało niemal nieuchronnie śmierć, dziś natomiast
połowa chorób nowotworowych jest uleczalna. Wprowadzenia stopy dyskonta uchroni nasze
dzieci przed ponoszeniem nadmiernych obciążeń w imię uniknięcia w odległej przyszłości
ryzyka, które może okazać się znikomo małe znacznie wcześniej dzięki rozwojowi naszej
wiedzy.

W analizach energii jądrowej zawsze uwzględniano długoterminowe skutki narażenia
radiologicznego. Efekty zdrowotne w przyszłych pokoleniach uwzględniano tak jak efekty w
czasie teraźniejszym. Co więcej, w latach 80-tych oraz 90-tych XX·wieku występowała
tendencja do całkowania efektów bardzo małych dawek na bardzo duże populacje i bardzo
długie okresy czasu. Prowadziło to często do zniekształcenia obrazu zagrożeń. Na przykład,
wydzielenia C-14 do atmosfery, powodujące minimalne wzrosty jego stężenia w atmosferze,
po scałkowaniu dawek przez 100 tysięcy lat i rozciągnięciu wyników na całą populację Ziemi
dawały tysiące teoretycznie możliwych dodatkowych zgonów.

W przypadku energii jądrowej we Francji, całkowita dawka kolektywna obliczona łącznie dla
osób narażonych zawodowo i dla społeczeństwa, po scałkowaniu przy założeniu stałej liczby
mieszkańców Ziemi równej 10 miliardów dla czasu 100 000 lat i przy założeniu liniowej
zależności skutków od dawki aż do najmniejszych wielkości dawek (LNT), wynosi 13,1
osobo-Sv/TWh przy uwzględnieniu wszystkich etapów cyklu jądrowego.

W skali globalnej, dominujący wkład daje węgiel aktywny

C wydzielany przy wytwarzaniu

energii elektrycznej i przy przerobie paliwa wypalonego(ponad 10 osobo-Sv/TWh). Należy
podkreślić, że chociaż węgiel aktywny daje ponad 77% całkowitej dawki kolektywnej
przedstawionej w raporcie ExternE, dawka ta powstaje wskutek całkowania bardzo, bardzo
małych dawek wśród bardzo dużej ludności przez bardzo długi przeciąg czasu. Średnia dawka
indywidualna powodowana rocznymi emisjami

C wskutek wytwarzania energii elektrycznej

i wskutek przetwarzania paliwa wypalonego (odpowiednio 15% i 85% dawki kolektywnej)
wyniesie 2·10

-12

Sv/TWh.

Pracy rocznej reaktora PWR po mocy 900 MWe odpowiada indywidualna dawka 1,1·10

-11

Sv/rok przy założeniu, że wyprodukowana w ciągu tego roku energia elektryczna wyniosła
5,7 TWh. Jest to dawka milion razy mniejsza niż średnia indywidualna dawka od naturalnego

C wynosząca 1.2·10

-5

Sv/rok, co i tak stanowi tylko mały ułamek dawki średniej od tła

naturalnego wynoszącej 2.4·10

-3

Sv/rok.

W rzeczywistości dodatkowa moc dawki promieniowania powodowana przez wzrost stężenia
C-14 w atmosferze po 100 latach pracy energetyki jądrowej w Polsce, zaspokajającej połowę
naszego zapotrzebowania krajowego byłaby na przestrzeni 100 000 lat równa średnio
zaledwie 0,007 μSv/rok. Taki sam wzrost mocy dawki powoduje założenie butów na
wysokim obcasie, bo przy „podwyższeniu” położenia ciała rośnie natężenie promieniowania

kosmicznego

. Ale nikt o zdrowych zmysłach nie sądzi, by kobieta wkładająca „szpilki”

narażała się na zgon na raka, podczas gdy przeciwnicy energetyki jądrowej energicznie
atakowali emisje C-14 jako „nieetyczne”, i wyliczali oczekiwane z tego powodu dodatkowe
zgony na nowotwory. Ilustracją analogicznego paradoksu, jaki wynika przy stosowaniu
zasady „Każda dawka jest niebezpieczna” jest przedstawiona poniżej ocena zagrożenia
radiacyjnego powodowanego przez ...spanie na łóżku.

Wzrost mocy dawki promieniowania kosmicznego w funkcji wysokości nad poziomem morza
wynosi nieco ponad 0,1 μSv/m/rok. Oczywiste jest, że ludzie mieszkający w górach dostają
dawki większe niż mieszkańcy terenów nadmorskich. Jak wykazaliśmy na wykładzie o
skutkach małych dawek, nie powoduje to żadnych ujemnych skutków zdrowotnych. Ale
skoro mamy „ze względów etycznych” całkować bardzo małe zagrożenia powodowane przez
energetykę jądrową, to zastanówmy się nad skutkami sypiania na tapczanie, zamiast np. na
ziemi na materacu „yogi”. Wysokość tapczanu to 40 cm, wysokość materaca „yogi”, który
zapewnia te same wygody, to 18 cm, a więc sprzedawcy łóżek powodują wzrost narażenia
ludzi.

Rys. 19.13 Wzrost mocy dawki promieniowania kosmicznego

ze wzrostem wysokości npm.

Strupczewski A., „Analiza zagrożeń i korzyści związanych z różnymi źródłami energii elektrycznej”, Polskie

Towarzystwo Nukleoniczne, Raport PTN -3/1999, Warszawa 1999

1000

2000

3000

4000

Wysokosc nmp, m

500

1000

1500

2000

. ko

iczne

, m

ikr

v/ro

Prom kosm.

Teheran

Denver

Meksyk

Quito

Lassa

La Paz

poziom

morza

Rys. 19.14 Łóżko – czy stanowi zagrożenie
radiacyjne?

Tak więc podczas spania na łóżku zamiast na materacu narażamy się na dodatkową moc
dawki 0,1 μSv/m/ rok x 0,22 m = 0,02 μSv/rok. Wg ICRP wskaźnik zagrożenia to: 0,05
zgonu na raka/osobo-Sv. Śpimy w łóżku 8 godzin dziennie, na Ziemi mamy 4 mld ludzi, stąd
rocznie liczba zgonów wskutek spania w łóżku: 0,22 m x 0,1·10

-6

Sv/m/rok x 0,33 roku x 0,05

zgonu/osoboSv x 4109 osób = 1,45 zgonu (na raka)/rok. To jeszcze nie brzmi groźnie, ale
rozważmy skutki tej praktyki radiacyjne przez 100 00 lat: w ciągu 100 000 lat spanie w łóżku
spowoduje 145 000 zgonów na raka! Czy doprawdy będziemy nadal żądali całkowania
małych zagrożeń?

Te błędne tendencje zostały powstrzymane przez niedawne rekomendacje ICRP, która
zaprotestowała przeciw długoterminowemu całkowaniu bardzo małych dawek i podkreśliła,
że celem powinna być ochrona zdrowia przyszłych pokoleń na tym samym poziomie, co
zdrowia obecnej generacji. „Ze względu na dodatkową niepewność odnośnie do związku
między dawką o szkodami zdrowotnymi w przyszłości, prognozy szkód zdrowotnych dla
okresów czasu dłuższych niż kilkaset lat powinny być rozpatrzone krytycznie... Komisja sądzi,
że roczna dawka indywidualna dla grupy krytycznej przy normalnym narażeniu i roczne
indywidualne ryzyko dla grupy krytycznej przy narażeniu potencjalnym stanowią łącznie
właściwą miarę dla porównań granicznych szkód zdrowotnych w przyszłych pokoleniach z
wielkościami obecnie stosowanymi dla naszej generacji”

W tym kontekście warto przypomnieć, że jak wskazywał artykuł autora tego wykładu

, sama

koncepcja hipotezy liniowej bez progowej (LNT) zależności skutków promieniowania od
dawki jest obecnie mocna kwestionowana a wiele badań doświadczalnych wykazało, że
istnieje wartość progowa, poniżej której nie zaobserwowano nigdy ujemnych skutków
promieniowania

. Wiąże się to z faktem, że promieniowanie jest potrzebne do naturalnych

procesów życiowych, a jego poziom jest dziś na Ziemi niższy niż był w okresie kształtowania
się pierwszych organizmów żywych.

Jest to sytuacja zdecydowanie inna niż w przypadku zanieczyszczeń powietrza, gdzie stężenia
zanieczyszczeń powodowanych przez człowieka są wielokrotnie większe niż tło naturalne, a
elektrownie ze spalaniem paliw organicznych wprowadzają dodatkowe obciążenia dodające

International Commission on Radiological Protection, Radiological protection policy for the disposal of

radioactive waste, ICRP Publication 77, Pergamon, (1997)

Strupczewski A., Oddziaływanie małych dawek promieniowania na zdrowie człowieka, Biuletyn PSE, lipiec

2005

French Academy of Sciences and National Academy of Medicine: “Dose-effect relationships and estimation of

the carcinogenic effects of low doses of ionising radiation”, March 30 (2005)

się do tych już i tak wysokich poziomów zanieczyszczenia. Na przykład stężenia SO

rejonach uprzemysłowionych są wielokrotnie większe od tła naturalnego (20 do 100 μg/m

stosunku do 0,5 μg/m

), a dodatkowe emisje SO

z elektrowni nakładają się na te już i tak

zbyt wysokie stężenia. Jeśli założyć, że organizm człowieka jest genetycznie przystosowany
do promieniowania lub zanieczyszczeń chemicznych na poziomie tła naturalnego, to można
oczekiwać, że nie wartości bezwzględne zanieczyszczeń, lecz ich stosunek do tła naturalnego
powinien być miarą szkód zdrowotnych ponoszonych przez człowieka. Takie podejście
zdecydowanie zredukowałoby postulowane zagrożenia związane z energetyką  jądrową i
prawdopodobnie doprowadziłoby do uznania, że bardzo małe moce dawki typowe dla
otoczenia elektrowni jądrowej nie przedstawiają żadnego zagrożenia. Jednakże dotychczas we
wszystkich analizach porównawczych stosowano hipotezę LNT, tak że ryzyko szkód
zdrowotnych obliczano nawet w przypadku najmniejszych mocy dawki. W szczególności w
programie ExternE stosuje się zalecenia ICRP oparte o LNT i przyjmuje się współczynniki
ICRP do opisu skutków zdrowotnych małych dawek promieniowania.

Zgodnie z ocenami francuskimi, łączna liczba oczekiwanych efektów zdrowotnych w skali
całego globu wyniesie na każdą wyprodukowaną terawato-godzinę energii elektrycznej 0,65
zgonów na raka, 1,57 zachorowań na raka nie powodujących zgonu i 0,13 poważnych
skutków genetycznych. Wyniki te otrzymano po scałkowaniu dawek przez okres 100 000 lat.
Większość skutków wystąpiłaby wśród członków społeczeństwa nie narażonych zawodowo.
Te same oceny wskazują,  że liczba zgonów wśród populacji europejskiej wskutek rocznej
pracy jednego dodatkowego reaktora PWR o mocy 1300 MWe wytwarzającego około 7 TWh
rocznie wyniosłaby po scałkowaniu przez całe 100 000 lat tylko 0,1 zgonu. Wielkość  tę
można porównać z liczbą zgonów na raka ze wszystkich przyczyn zdarzających się co roku w
Europie równą 800 000.

W rozpatrywaniu możliwych skutków pracy elektrowni jądrowych, należy także ocenić skutki
zdrowotne awarii związanych z transportem materiałów radioaktywnych. W ramach tej samej
metodologii obliczeń pokazuje się,  że skutki te są bardzo małe i dotyczą  głównie osób nie
narażonych zawodowo. Skutki zdrowotne nie związane z promieniowaniem w przypadku
studium francuskiego obejmują 0,0003 zgonu i 0,0017 urazów na TWh. To odpowiada liczbie
około 0,1 zgonu i 0,7 urazu rocznie we Francji w dobie obecnej, przy rocznej generacji około
400 TWh w elektrowniach jądrowych, co jest wielkością pomijalnie małą w porównaniu z
obecną liczbą zgonów i urazów powodowanych przez wypadki drogowe wszystkich
rodzajów.

Tak więc założenia stosowane przy analizie kosztów zewnętrznych nie są sprzyjające dla
energetyki różnej od jądrowej. Czemu więc obliczenia kosztów zewnętrznych wykazują, że są
one tak małe w przypadku energetyki jądrowej? Powody są dwa:
1) Wpływ promieniowania na zdrowie człowieka jest mały, nawet jeśli przyjmuje się jako
punkt odniesienia skutki zdrowotne dawek otrzymanych przy bombardowaniu atomowym
Hiroszimy i Nagasaki i hipotezę LNT. (Jak mówił Lord of Goring, długoletni prezes WANO
(World Association of Nuclear Operators): „Dlaczego Pan Bóg nie dał nam zmysłu
wykrywającego natężenie promieniowania? Bo promieniowanie nie jest dla nas ważne. Po
prostu – nie jest ważne”.)
2) Elektrownie jądrowe wprowadziły już od dawna układ barier zapewniających
zatrzymywanie produktów rozszczepienia wewnątrz elektrowni. Oznacza to, że elektrownia
jądrowa musi ponosić koszty tego układu, ale z drugiej strony emituje ona dzięki temu
bardzo mało substancji radioaktywnych, a więc powoduje małe koszty zewnętrzne.

Może jednak powodem małych kosztów zewnętrznych cyklu jądrowego jest pomijanie
pewnych etapów tego cyklu i ograniczanie analiz do pracy samej elektrowni? Przeciwnicy
chętnie sugerują, że taki właśnie jest stan sprawy. Rozpatrzmy więc koszty zewnętrzne,
powodowane przez wszystkie kolejne etapy jądrowego cyklu wytwarzania energii.

19.7. Koszty zewnętrzne jądrowego cyklu wytwarzania energii elektrycznej

W przypadku cyklu jądrowego, dominujący wkład w koszty zewnętrzne powodują bardzo
małe dawki promieniowania jonizującego, stanowiące znikomą część dawek od normalnego
tła promieniowania, ale otrzymywane przez wielu ludzi i przez wiele pokoleń. Jako podstawę
do ocen dla cyklu jądrowego przyjąć można analizy brytyjskie prowadzone dla elektrowni
jądrowej Sizewell B z reaktorem PWR o mocy 1258 MWe (1188 MWe netto) pracującym ze
współczynnikiem obciążenia 84,2%, a więc mniejszym niż obecnie przyjmowany i osiągany
współczynnik obciążenia równy 90%. Uwolnienia przy przerobie paliwa wypalonego
będziemy oceniać uwzględniając technologię stosowaną w zakładach Sellafield w W.Brytanii,
przy której uwolnienia izotopu węgla

C są znacznie mniejsze niż we francuskich zakładach

w La Hague. Obciążenia środowiska i zagrożenia zdrowia człowieka powodowane przez
uwolnienia substancji promieniotwórczych w kolejnych fazach cyklu jądrowego według ocen
brytyjskich

z poprawką na wyniki studium SENES

przedstawiają się następująco:

1. Górnictwo uranowe i przerób rudy do postaci koncentratu. Po wykonaniu analiz dla 8
wielkich ośrodków produkcji uranu w 4 krajach, które w 1997 roku wyprodukowały 2/3
uranu na świecie studium SENES

wykazało, że dawka kolektywna dla osób nie narażonych

zawodowo wyniosła 0,11 os-Sv/TWh. Według danych brytyjskich, dawka dla osób
narażonych zawodowo wyniosła 0,7 os-Sv/TWh. Łącznie więc dawka na tym etapie wynosi
0,81 os-Sv/TWh.

2. Uwolnienia do atmosfery przy konwersji, wzbogacaniu uranu i produkcji paliwa są
bardzo małe, łącznie rzędu 0,05 os-Sv/TWh.

3. Uwolnienia podczas pracy elektrowni jądrowej są bardzo małe i znacznie niższe od
wielkości dopuszczalnych. W studium brytyjskim przyjęto wielkości odpowiadające górnej
granicy projektowej, od 15 do 100 razy większe od wielkości średnich zmierzonych dla
elektrowni tego samego typu pracujących we Francji, Szwecji, Szwajcarii i USA. Autorzy
studium brytyjskiego przyznali, że uwolnienia te są znacznie zawyżone i będą skorygowane
zgodnie z rzeczywistymi uwolnieniami średnimi. Uwzględniając te rzeczywiste uwolnienia
można bezpiecznie podzielić wyniki szacunkowe w studium brytyjskim przez 10, co daje
dawkę kolektywną dla społeczeństwa równą 0,04 os-Sv/TWh. Narażenie zawodowe wynosi
0,028 os-Sv/TWh

4. Przy przerobie paliwa wypalonego dawka kolektywna na jednostkę energii elektrycznej
produkowanej w elektrowni jądrowej Sizewell B wynosi 0,448 os-Sv/TWh

Berry, J.E., Holland M.R., Watkiss P.R., Stephenson W., “Power Generation and the Environment - a UK

Perspective”, ETSU Final Report. June (1998)

SENES, Long Term Population Dose Due to Radon (Rn-222) Released from Uranium Mill Tailings, SENES

Consultants Limited, Richmond, Canada, April (1998)

Łącznie dawka przypadająca na jednostkę wytwarzanej energii elektrycznej wyniosła 1,45 os-
Sv/TWh, z tego 0,81 przy pozyskiwaniu uranu, a 0,64 przy dalszych etapach cyklu
paliwowego.

Wycena monetarna skutków radiologicznych oparta o szacunek skrócenia oczekiwanego
okresu życia z uwzględnieniem wpływu DNB w W. Brytanii i w krajach dostarczających uran
przedstawiona jest w tablicy 19.3 przy założeniu niekorzystnej dla energii jądrowej stopy
dyskonta 0% do oceny skutków w odległej przyszłości.

Tab. 19.3 Ocena monetarna skutków radiologicznych cyklu jądrowego uwzględniająca
skrócenie oczekiwanego okresu życia (YOLL) przy założeniu stopy dyskonta 0%/rok, w
EURO

Zgon na raka Choroba

nowotworowa nie
powodująca zgonu

Poważne
uszkodzenia
genetyczne

Ocena dla W. Brytanii i UE

2 180 000

450 000

3 140 000

Średnia światowa dla skutków
radiologicznych pozyskania uranu

1 015 000

450 000

1 026 000

Możliwe wypadki w energetyce jądrowej dają bardzo mały wkład w koszty zewnętrzne.
Nawet po uwzględnieniu zgonów opóźnionych, które wg hipotezy LNT mogą wystąpić w
populacji narażonej nam małe dawki, składowa kosztów powodowanych przez możliwe
awarie przy uwzględnieniu ich prawdopodobieństwa np. dla elektrowni jądrowej Muhleberg
w Szwajcarii wyniosła poniżej 0,001 Euro-centa /kWh, co autorzy ze szwajcarskiego instytutu
im. Scherrera określili jako wartość „pomijalnie małą”.

Łącznie, stosując współczynniki narażenia określone przez ICRP dla hipotezy o liniowej
bezprogowej zależności skutku od dawki otrzymuje się odpowiednie koszty przy stopie
dyskonta 0%/rok równe 0,2 m€/kWh. Ponadto koszty narażenia na wypadki przemysłowe,
przy cenie statystycznego życia 3 140 000 €, poważnego kalectwa 95 050 € i lekkiego
uszkodzenia ciała 6 970 €, wynoszą 0,26 m€/kWh. Razem koszty zewnętrzne dla cyklu
jądrowego z przerobem paliwa wypalonego wynoszą 0,46 m€R/kWh.

19.8 Wycena monetarna skutków zdrowotnych w warunkach polskich

Określenie pieniężnej wartości szkód zdrowotnych (wzrost zachorowalności/umieralności).
pozostaje w dużym stopniu kwestią subiektywnej oceny, gdyż nie istnieje cena rynkowa
tychże wartości. Koszty te określane są poprzez szacunek „gotowości do zapłaty” (WTP –
„willingness to pay”) za obniżenie ryzyka zdrowotnego.

Hirschberg S., “Accidents in the Energy Sector: Comparison of Damage Indicators and External Costs”,

Workshop on Approaches to Comparative Risk Assessment Warsaw, Poland, 20-22 October 2004

Przy przenoszeniu wycen finansowych wartości życia i zdrowia między różnymi krajami
występują trudności związane głównie z różnicami w poziomie dochodów (w konsekwencji z
różnicą w WTP dla obniżenia ryzyka przedwczesnego zgonu/zachorowania), w rozkładzie
wiekowym ludności i wskaźnikach umieralności. Struktura wiekowa i wskaźniki umieralności
w Polsce są bliskie wartości średnich dla UE, natomiast istotna różnica występuje w poziomie
DNB na mieszkańca. W okresie, gdy Polska nie była jeszcze członkiem Unii Europejskiej,
różnicę DNB uwzględniano przez pomnożenie wartości przyjętych dla krajów UE przez
stosunek DNB/mieszkańca dla Polski i dla UE podniesiony do potęgi x, gdzie dla x przyjęto
wartość 0,33, uwzględniającą poza względami ściśle monetarnymi również aspekty moralne i
etyczne

. Obecnie Polska jest członkiem UE, a zgodnie z wytycznymi Komisji Europejskiej

dla wszystkich krajów Unii przyjmuje się jednakowe wartości monetarne charakteryzujące
utratę lub skrócenie życia.

W analizach prowadzonych w programie NewExt dla Polski wszystkie dane odnośnie
kosztów zachorowań z wyjątkiem kosztu leczenia astmy i zwolnienia lekarskiego z pracy
były określone przez Małopolski Fundusz Zdrowia wg danych na rok 2003. Wiarygodność
danych została potwierdzona przez Narodowy Fundusz Zdrowia

. Średni czas niezdolności

do pracy obliczono jako iloraz łącznej liczby dni straconych podzielonej przez liczbę
zatrudnionych, w oparciu o dane statystyczne Zakładu Ubezpieczeń Społecznych za 2002 rok.
Koszt przedwczesnej utraty życia określono w 2004 roku jako równy 1 M€

. Inne koszty

zdrowotne to poza podanymi powyżej - dni o ograniczonej aktywności – 46 €/dzień, koszt
zwolnienia chorobowego (308 €/miesiąc), pobyt w szpitalu na oddziale układu oddechowego
(40 €/dzień) lub chorób układu krążenia (105 €/dzień), użycie substancji po ataku astmy (16-
33 €/przypadek) i kaszel dziecięcy (38.5 €/dzień). Podobne wielkości kosztów stosowano w
analizach ExternE w Czechach

Jednakże wpływ tych wartości jest znikomy w porównaniu z

wartością utraty życia, przyjmowaną jednolicie we wszystkich analizach programu ExternE
dla krajów Unii Europejskiej UE 25

19.9. Koszty globalnej zmiany klimatu

Oceny kosztów wynikających ze zmiany klimatu zmieniały się znacznie w ciągu ubiegłych
lat. Skutki zmiany klimatu są niezwykle złożone i obejmują ogromną liczbę różnych efektów.
W wielu przypadkach nie rozumiemy jeszcze dobrze mechanizmów wpływających na
przebieg zmian. Trudno jest też ocenić prawdopodobieństwo wystąpienia zjawisk
ekstremalnych. Zmiana klimatu jest problemem długoterminowym, tak że ważną sprawą jest
także stopa dyskonta. Zmiana tej stopy ma silny wpływ na wycenę skutków ocieplenia
globalnego. Aktualnie w programie ExternE zalecono stosować jako wartość średnią koszt
równy 20 €/t CO

ale np. dla Niemiec proponowano stosowanie wartości 30 €/t CO

. Podatek

od emisji CO

planowany do wprowadzenia w krajach UE w trzyletniej fazie pilotującej

2005/2008 będzie wynosił 50 €/t CO

dla wszystkich nowych elektrowni. Pracujące obecnie

elektrownie będą uzyskiwały licencje do emisji CO

w dotychczasowych granicach bez

Strupczewski A., Borysiewicz M., Tarkowski S., Radovic U., „Ocena wpływu wytwarzania energii

elektrycznej na zdrowie człowieka i środowisko i analiza porównawcza dla różnych źródeł energii”, w
Ekologiczne Aspekty Energetyki, Warszawa 14-16 listopad (2001)

ExternE NewExt. http://www.externe.info/

Scasny M. et al ExternE method application in the Czech Republic, DIEM workshop, Prague 16-7 February

2004

dodatkowych opłat, ale z drugiej strony planowane jest podniesienie opłat za zwiększenie
emisji po roku 2008 do 100 €/t CO

. Tak więc koszty emisji gazów cieplarnianych będą

większe niż wartość przypisana im obecnie w programie ExternE.

Jest to okoliczność bardzo korzystna dla energetyki jądrowej, która nie powoduje
bezpośredniego wydzielania gazów cieplarnianych. Jedynie zużycie energii z innych źródeł,
np. energii elektrycznej do produkcji paliwa jądrowego lub do produkcji urządzeń, daje
pośrednie obciążenie energetyki jądrowej niewielkimi emisjami gazów cieplarniach.
Porównanie emisji dla różnych cykli paliwowych przedstawia rys. 19.15 oparty na danych
IAEA. Jak widać, energia jądrowa wiąże się z najmniejszymi emisjami gazów cieplarnianych.

Rys. 19.15 Emisje gazów cieplarnianych w różnych cyklach paliwowych.

19.10. Podsumowanie: wielkości emisji i kosztów zewnętrznych dla różnych źródeł
energii w warunkach polskich

W Polsce szczególnie wyraźne skutki skażeń powietrza obserwowano na Śląsku, gdzie np. w
końcu lat 70-tych w Wałbrzychu docierało na ziemię o 40% mniej światła słonecznego niż w
innych rejonach Polski, a średni okres życia był tam o 5,3 lat krótszy od średniej krajowej

Wyraźne ujemne skutki zanieczyszczeń powietrza obserwowano także w wielu innych miastach
Polski. Np. w Łodzi, przejściowy wzrost stężenia SO

w powietrzu z 0,13 do 0,28 mg/m

styczniu 1971 r. spowodował wzrost liczby zachorowań na górne drogi oddechowe i układ
krążenia z 34 do 72 na dobę. Badania zdrowia dzieci wykazały, że wśród dzieci mieszkających

PAN Ochrona i kształtowanie środowiska na tle społecznego rozwoju oraz przestrzennego zagospodarowania

w makroregionie południkowo-zachodnim, PAN, Urząd Wojewódzki w Legnicy, Komisja Planowania przy
R.M. Legnica, 1978

Emisje gazów cieplarnianych z różnych cykli paliwowych

w-emisje wysokie, n-niskie 2005-2020 wg IAEA,[Spadaro et al. 2000]

157

121

215

181

278

217

359

2,5

5,7

2,5

13,1

8,4

16,6

4,4

64,6

8,2

76,4

100

150

200

250

300

350

400

-w

-n

-w

-n

Ropa

-w

-n

PV-

dr-

-n

r-w

tr-n

-w

-n

Emisje w innych fazach cyklu
paliwowego

Emisje przez komin

w rejonach, gdzie stężenie SO

jest wyższe od 0,14 mg/m

, u ponad 74% występują zmiany

alergiczne błon śluzowych gardła, a 72% choruje przez dłuższy czas. Natomiast wśród dzieci
mieszkających w rejonie o stężeniu SO

poniżej 0,05 mg/m

odpowiednie liczby wynosiły tylko

21% i 28%

Rejonem szczególnie wysokiego ryzyka jest Górny Śląsk, gdzie koncentruje się wydobycie
węgla i elektroenergetyka. Badania umieralności dobowej w najbardziej zanieczyszczonym
rejonie Katowic wykazały, że narażenie na SO

i PM

powoduje wzrost umieralności na

choroby układu naczyniowo-oddechowego odpowiednio o 10% i 4%

. Inne badania w

Katowicach wykazały wysoką częstotliwość chronicznych objawów w układach
oddechowych dzieci, o 50% wyższą niż u dzieci miejskich poza rejonem badanym

. Z badań

kliniczno-kontrolnych populacji męskiej w Krakowie natomiast wynika, że zanieczyszczenie
powietrza spowodowało wzrost ryzyka zgonu na raka płuc 1,4 razy, niezależnie od palenia
papierosów i narażenia zawodowego

Wytwarzanie energii elektrycznej w Polsce wiąże się z pracą tysięcy górników. Są oni
narażeni na wdychanie pyłu węglowego, a to prowadzi do pylicy węglowej płuc. Ostatnie
analizy stężenia pyłu węglowego w polskich kopalniach węgla wykazały, że w 90%
stanowisk pracy pod ziemią przekroczone są dopuszczalne wartości graniczne

. W ciągu

ostatniej dekady XX wieku notowano w Polsce ponad 700 przypadków rocznie zachorowań
na pylicę węglową płuc

. Studium umieralności kohorty 7065 polskich górników węgla

cierpiących na pylicą  węglową  płuc wykazało,  że ich umieralność całkowita jest znacznie
wyższa niż  średnia dla mężczyzn w Polsce, a pylica węglowa jako specyficzna przyczyna
zgonu dominuje inne współczynniki ryzyka. Z drugiej strony faktem jest, że pylica występuje
z dużym opóźnieniem i obecne przypadki chorobowe są skutkiem narażenia przed wielu laty.
Obecne stężenia pyłu węglowego są znacznie mniejsze niż dawniej i ocenia się,  że liczba
przypadków pylicy węglowej powodowana pracą w obecnych kopalniach nie przekracza 0,66
przy wydobyciu 3 mln ton węgla, a więc ilości wystarczającej na 1 GW-rok

Emisje z elektrowni są skutecznie zmniejszane z roku na rok. Postęp w dziedzinie redukcji
emisji zanieczyszczeń doprowadził do znacznego zmniejszenia stężeń pyłów w atmosferze.
Na rys. 19.16 widać jak zmniejszało się w ciągu 20 lat stężenie pyłów w powietrzu w
województwie katowickim. Średnia wartość zapylenia zmalała od 265 μg/m

w 1980 roku do

około 60 μg/m

w 1999, a maksymalne wartości stężeń zmalały z 600 do 180 μg/m

. Aby móc

ocenić wielkości tych stężeń zapylenia można dodać, że przy stężeniu dwutlenku siarki
powyżej 25 μg/m

zaczynają chorować świerki. Średnie roczne stężenie dopuszczalne w

Świątczak J., „Wpływ zanieczyszczeń powietrza na zdrowie mieszkańców Łodzi, in: Ochrona i kształtowanie

środowiska” , Komisja Planowania przy Radzie Ministrów, PAN Urząd Wojewódzki w Piotrkowie
Trybunalskim, s. 217, Piotrków Trybunalski, 1979

Zejda J.E , “Respiratory symptoms in children of Upper Silesia, Poland”: Eur. J. Epidemiol. (1998)

Zejda J.E. et al., « Health hazard of the ambient air pollution in the Upper Silesia Industrial Zone. Report to

the Katowice Province Authorities” (in Polish) (1996)

Jędrychowski W, Becher H, Wahrendorf J, Basa-Cierpialek Z., “A case-control study of lung cancer with

special reference to effect of air pollution in Cracow”, J Epidemiol Community Health, 44:114-120 (1990)

Marek K., Lebecki K., “Occurrence and prevention of coal miners’ pneomoconiosis in Poland”, Am J Ind

Med. 36:610-617 (1999)

Starzyński Z., Marek K., Kujawska A., Szymczak W., „Mortality among coal miners with pneumoconiosis in

Poland”, Am J Ind Med. 30: 718-725 (1996)

Polsce wynosi obecnie 30 μg/m

, a od 2010 r. będzie obniżone do 20 μg/m

. Natomiast jak

widzieliśmy na rys. 19.10, wyniki badań w miastach USA wskazują, że już przy stężeniu
pyłów drobnych (o rozmiarach poniżej 2,5 μm), rzędu 20 μg/m

występuje zauważalne

skrócenie czasu trwania życia.

Maksymalne i minimalne stężenia pyłu

w w oj . katow ickim

10 0

2 0 0

3 0 0

4 0 0

50 0

6 0 0

70 0

1980

1981

1982

1983

1984

1985

1986

1987

1988

1989

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

l a t a

Stężenie maksymalne
Stężenie minimalne

Rys. 19.16 Maksymalne i minimalne stężenia pyłu w województwie katowickim

Wiele dostępnych danych epidemiologicznych odnośnie szkodliwości zanieczyszczeń opiera
się na badaniach przeprowadzonych w rejonach o wysokim zanieczyszczeniu powodowanym
przez spalanie węgla. Np. w rejonie Cieplic w Czechach, gdzie w drobnym pyle dominowały
siarczany kwaśne, związki organiczne i toksyczne pierwiastki śladowe pochodzące ze
spalania węgla, zaobserwowano podwyższony wskaźnik urodzeń dzieci z niedowagą,
przedwczesnych urodzeń i problemów neurologicznych wśród dzieci

. Inne badania w

Czechach wykazały, że umieralność niemowląt na choroby układu oddechowego jest
wyraźnie podwyższona w rejonach o podwyższonym stężeniu pyłów. Wzrost stężenia PM

μg/m

odpowiadał zwiększeniu umieralności niemowląt na choroby układu oddechowego

1,58 razy

ROZPORZĄDZENIE MINISTRA OCHRONY ŚRODOWISKA, ZASOBÓW NATURALNYCH I

LEŚNICTWA z dnia 18 września 1998 r. w sprawie szczegółowych zasad ustalania dopuszczalnych do
wprowadzania do powietrza rodzajów i ilości substancji zanieczyszczających oraz wymagań, jakim powinna
odpowiadać dokumentacja

niezbędna do wydania decyzji ustalającej rodzaje i ilości substancji

zanieczyszczających dopuszczonych do wprowadzania do powietrza. (Dz.U. 98.124.819 z dnia 30 września
1998 r.)

Radomski J., „Dynamika stężeń pyłu w b. województwie katowickim w latach 1980-1999”, Ochrona

Powietrza i Problemy Odpadów, vol. 35, nr. 3, maj-czerwiec 2001 s. 101-104

Sram R.J, Dejmek J.I, Topinka J., Binkova B., Dostal M., Mrackova G., Peterkova K., Benes I., Selevan S.G,

“Impact of Environmental pollution on human health in Northern Bohemia” (1996)

Bobak M., Leon D. A., “Air pollution and infant mortality in the Czech Republic, 1986-88”, The Lancet, Vol.

340, 1010-114, Oct. 24 (1992)

Tablica 19.4. Wartości graniczne dopuszczalnych zanieczyszczeń powietrza
uśrednionych w okresie narażenia wg załącznika nr 1 do rozporządzenia MOŚZNiL

Dopuszczalne wartości stężeń w mikrogr/m

w odniesieniu do okresu

Nazwa

substancji

30 min.

24 godz.

roku

500

150

500

125 r.

280

30 od 2005 r.
20 od 2010 r.

W ostatnim dziesięcioleciu elektroenergetyka polska prowadziła intensywne działania dla
zmniejszenia obciążeń środowiska związanych z produkcją energii elektrycznej. W
porównaniu z 1989 rokiem w 1999 r. globalne emisje SO

spadły z 2020 do 920 tys. ton, NO

z 470 do 251 tys. ton, a popiołu lotnego z 739 do 75 tys. ton. Mimo to, stopień redukcji
zanieczyszczeń gazowych w urządzeniach ochronnych w Polsce jest niewystarczający.. Dla
Polski emisje pyłów wynoszą 13,8 kg/tpu i SO

22,4 kg/tpu, a dla UE odpowiednio 2,0 i 8,2

kg/tpu. Emisje tlenków azotu są około 30% wyższe w Polsce niż w UE i wynoszą około 8,5
kg/tpu w Polsce, a 6,4 kg/tpu w UE.

Wskaźniki emisji dla elektrowni polskich i niemieckich przedstawiono w tablicy 19.5. Jak
widać, wskaźniki emisji dla elektrowni, które jeszcze nie zostały wyposażone w instalacje
odsiarczania spalin (Kozienice) są bardzo wysokie, a wskaźniki dla elektrowni
unowocześnionych takich jak Opole są dużo lepsze, ale wciąż wyższe niż wskaźniki dla
nowoczesnych elektrowni w Niemczech lub w Szwajcarii. W przypadku pełnego cyklu brak
jest nam danych dla Polski, ale można uznać, że przyjęcie danych z Niemiec lub Szwajcarii
nie będzie krzywdzące dla elektrowni z paliwem organicznym w Polsce.

Tablica 19.5 Porównanie wskaźników emisji dla EWK w Polsce i w Niemczech
(pracujących na węglu niemieckim)

3,43

WIELKOŚĆ CO

Pyły NO

g/kWh mg/kWh mg/kWh mg/kWh mg/kWh

EWK Kozienice, praca elektrowni 874

437

1970

6399

EWK Opole, praca elektrowni 855

1340

810

EWK, Niemcy, praca elektrowni

766

42 11 551 207

EWK, Niemcy, produkcja paliwa

4596

115

EWK, Niemcy, całość cyklu

838

4716

696

351

Pinko L., Rakowski J. Swierski J., „Ekologiczne aspekty wytwarzania energii elektrycznej w krajowych

elektrowniach cieplnych”, Międzyn. Konf. Aspekty Ekologiczne Wytwarzania Energii Elektrycznej, Warszawa,
14-16 listopad 2001

Koszty zewnętrzne wytwarzania energii elektrycznej w Polsce podsumowano w tabelach.
19.6 i 19.7

. W obliczeniach uwzględniono tylko koszty zdrowotne w wyniku emisji

zanieczyszczeń powietrza (PM

, SO

, NO

) oraz koszty ocieplenia klimatu na skutek emisji

Koszty szkód obliczono na tonę zanieczyszczenia stosując uproszczoną metodę ExternE z
pomocą modułu B-GLAD Międzynarodowej Agencji Atomistyki. Kilka uproszczonych
modeli, pojedynczo lub w kombinacji, zastosowano do oceny kosztów zewnętrznych każdej z
elektrowni zawodowych. Dla ok. 20 obiektów, największych oraz zlokalizowanych na dużych
obszarach zurbanizowanych lub w ich pobliżu, zastosowano najbardziej złożony model
QUERI#3, pozwalający na modelowanie lokalnego ( do 50 km od źródła) rozprzestrzenienia
emitowanych zanieczyszczeń. Te same dane meteorologiczne - temperatury, prędkości i
kierunku wiatru - przyjęto we wszystkich obliczeniach (dane dla obszaru Warszawskiego
użyto jako dobrą aproksymację średnich warunków rocznych w Polsce). Nie mniej jednak
szczegółową uwagę poświęcono określeniu rozkładu zaludnienia dla różnych lokalizacji.
Regionalne gęstości zaludnień (obszar od 50 do 1250 km około źródła) oszacowano biorąc
pod uwagę ludność Ukrainy, Białoruś oraz europejskiej części Rosji.

Dla wszystkich elektrowni publicznych dostępne były dane o wielkości produkcji energii,
emisjach zanieczyszczeń, wysokościach kominów oraz całkowitej emisji spalin

(dla

pozostałych danych niezbędnych do obliczeń przyjęto wartości zastępcze). Dla
elektrociepłowni podział energii chemicznej paliwa zużytego na produkcję energii
elektrycznej i na produkcję ciepła wykonano „metodą fizyczną” zgodnie z PN-93/M-35500.

Koszty zewnętrzne obliczone na tonę zanieczyszczenia oraz na kWh wytwarzanej energii
elektrycznej przedstawiono na rys. 19.17 i w tablicy 19.6.

Rys.19.17 Koszty zewnętrzne elektroenergetyki w Polsce

A. Strupczewski, U. Radovic, Koszty zewnętrzne wytwarzania energii elektrycznej w Polsce, Biuletyn

Miesięczny PSE, styczeń 2006, s. 14-29, 1-2 2006

Emitor (1990-2004)

- Emisja zanieczyszczeń środowiska w elektrowniach i elektrociepłowniach

zawodowych, ARE S.A., Warszawa

Rys. 15 Koszty zewnetrzne elektroenergetyki w

Polsce

64.7

83.1

39.9

67.3

EW B

EWK

S rednio

URO

PM10
SO2
NOx
Razem koszty zdrowotne
CO2
Sum a kosztów zewnetrznych

Koszty zewnętrzne przypadające na jednostkę emitowanego zanieczyszczenia są najwyższe
dla pyłów i wynoszą ok. 10,000 €’95/tonę, następne są tlenki azotu NO

(aerozole azotanów i

ozon) z kosztem 5610 €/t oraz dwutlenek siarki SO

z 5320 €/t (głównie efekt pośredni

oddziaływania aerozoli siarczanów, gdyż bezpośrednie oddziaływanie SO

nie przekracza 5%

całkowitego kosztu). Jednak, jeśli koszty są wyrażone na jednostkę wytwarzanej energii, to ze
względu na dużą emisję na czele listy znajdują się siarczany z 35,8 m€/kWh, co stanowi
wartość porównywalną z prywatnym kosztem produkcji energii elektrycznej w Polsce.
Najniższym kosztem 6 m€/kWh charakteryzują się pyły (PM

Łączny uśredniony koszt zewnętrzny (bez uwzględnienia CO

) obliczony na kWh energii

elektrycznej wynosił w Polsce w 1998 roku ok. 53 m€/kWh. Jest to wartość porównywalna z
ceną energii elektrycznej dla odbiorcy końcowego, znacznie przewyższająca koszt prywatny
wytwarzania energii. Uwzględnienie efektu globalnego ocieplenia klimatu (emisji CO

)

zwiększyłoby ten koszt o dodatkowych

2-14 m€/kWh.

Tab. 19.6. Koszty zewnętrzne wytwarzania energii elektrycznej w Polsce w 1998 r. wg
rodzaju obiektu i zanieczyszczeń (tylko obiekty zawodowe)

Elektrownie

węgiel brunatny

Elektrownie na
węgiel kamienny

Elektrociepłownie
zawodowe

Ogółem

Euro/t mEuro/kWh Euro/t mEuro/kWh Euro/t mEuro/kWh

Euro/t mEuro/kWh

Pyły - PM

7720

3.9 10900

5.7 11070

7.4 10070

6.0

Dwutlenek siarki - SO

5280

50.6 5350

31.1 5360

16.7 5320

35.8

Tlenki azotu - NOx

5600

10.2

5650

12.2

5560

6.9

5610

11.2

Razem

- 64.7 - 49.0 - 31.0 - 53.0

Dwutlenek węgla -CO

20 22.4 20 18.3 20 10.8 20 19.4

Łącznie

- 87.1 - 67.3 - 41.8 - 70.4

W Tablicy 19.7 podsumowano całkowite koszty zewnętrzne dla krajowych elektrowni
cieplnych. Łączny koszt zewnętrzny wytwarzania energii elektrycznej, wyłączając efekt CO

wynosi ok. 7 mld €, lub ok. 5,8% Krajowego Produktu Brutto Polski w 1999 r. Około 70%
tegoż kosztu jest następstwem emisji SO

, 20% NO

a tylko 10% pyłów. Koszty emisji CO

oszacowano na 0,35-2,4 mld €/a.

Do kosztów zewnętrznych należy także włączyć koszty gospodarki odpadami. W Polsce
pomimo spadku wydobycia węgla kamiennego a także mniejszej produkcji energii
elektrycznej i ciepła, w dalszym ciągu zanieczyszczenie środowiska naturalnego odpadami
jest znaczne. Na 133 mln ton wytworzonych stałych odpadów przemysłowych w 1998 r. aż
75,8 mln ton to odpady z górnictwa węglowego i energetyki. Liczba ta nie obejmuje
popiołów, które tworzone są w piecach domów jednorodzinnych. Nie uwzględnia ona także
nadkładu ziemi usuwanego z pokładów węgla. Ilość tego nadkładu jest ogromna. Np. w
Bełchatowie ilość nadkładu oraz wody gruntowej wynosi 12 ton na każdą tonę wydobytego
węgla brunatnego. Ten wskaźnik porównywalny jest z górnictwem węgla brunatnego w

Niemczech. W skali całego kraju powierzchnia nie zrekultywowanych składowisk, hałd i
stawów osadowych przemysłu paliwowo-energetycznego wyniosła w 1991 roku 5483 ha.

Tablica 19.7. Zagregowane koszty zewnętrzne wytwarzania energii elektrycznej w
krajowych elektrowniach cieplnych w 1999 r.

Rodzaj

Koszty jednostkowe

Emisje łączne w 1999r.

Roczne koszty zewnętrzne

zanieczyszczeń

Euro/t

tony

mld Euro

% udział

10070

824

0.75 7.5

5320

920

319

4.89

49.2

5610

251

466

1.41

14.2

145

614

000 2.9 29.1

Łącznie -

9.95

100

źródło: Radovic

, z poprawką na efekt cieplarniany wg

Energetyka osiągnęła wielki postęp w dziedzinie utylizacji odpadów. W 1999 roku na 14 mln
ton stałych odpadów paleniskowych wykorzystano 10,7 mln ton. Tym niemniej utylizacja
odpadów nie jest łatwa. Około 30% popiołów charakteryzuje się tak dużymi zawartościami
pierwiastków promieniotwórczych, że nie nadają się one do produkcji materiałów
budowlanych. Aktywność chemiczna produktów odsiarczania spalin jest duża. Składowanie
odpadów paleniskowych stwarza potencjalne zagrożenie dla otaczającego środowiska przez
pylenie wtórne, a także przez rozpuszczanie popiołów w wodzie przenikającej do gleby.
Dlatego dna składowisk są uszczelniane i drenowane, a powierzchnia popiołu lotnego
pokrywana jest środkami błonotwórczymi. Należy jednak zdawać sobie sprawę, że szkodliwe
substancje chemiczne zawarte w popiołach pozostają trwale szkodliwe, a stosowane
zabezpieczenia mają charakter tymczasowy i wymagają odnawiania i obsługi.

Na przykład w rejonie miasta Wałbrzych hałdy górnicze powodują silne zapylenie miasta,
dając wkład wynoszący ponad połowę łącznego zapylenia ze wszystkich źródeł. Szczególna
uciążliwość hałd i osadników kopalnianych w tym mieście wynika z ich niewłaściwej
lokalizacji i opóźnienia prac rekultywacyjnych. Obecnie gros hałd góruje nad zabudową
mieszkalną Wałbrzycha, tak że np. w rejonie dzielnicy Sobięcin pylenie hałd powodowało w
końcu lat 80-tych opady rzędu 250 t/km

rok

. Obecnie opady pyłowe maleją wskutek

usprawnień układów kontroli emisji w elektrowniach i zamykania zakładów szczególnie
uciążliwych dla środowiska, ale procesy rekultywacji hałd przebiegają znacznie wolniej i
hałdy pozostają poważnym źródłem zagrożenia.

Podczas spalania węgla wytwarzane są duże ilości popiołu. Przy średniej zawartości popiołu
w węglu polskim równej 20% wytworzenie 1 GWa energii elektrycznej powoduje powstanie
około pół miliona ton popiołu. Pył węglowy używany jest do utwardzania dróg, jako składnik

Radović U., “Assessment of external costs of power generation in Poland, Part of the IAEA’s Co-ordinated

Research Project” in Estimating the external costs associated with electricity generating options in developing
countries using simplified methodologies, ARE S.A., Warsaw, (2002)

Wójcik J., „Zapylenie powietrza atmosferycznego w Wałbrzychu w latach 1970-1994”, Ochrona Powietrza i

Problemy Odpadów, Vol. 30, Nr. 6, s. 195-199, (1996)

farb, a około 5% popiołu stosuje się w konstrukcjach i budownictwie. Ze względu na emisję
produktów rozpadu radonu użycie węgla w budownictwie mieszkalnym wiąże się ze średnią
dawką dodatkową promieniowania wynoszącą około 80 osobo-Sv/GWrok. Przy
współczynniku 0,05 zgonu/osobo-Sv daje to 4 zgony/GWrok, a więc wiele więcej niż
zagrożenie promieniotwórcze w przypadku elektrowni jądrowych.

Ponadto w warunkach polskich konieczne jest dodanie kosztów szkód wywołanych
zrzucaniem do polskich rzek zasolonej wody pochodzącej z kopalni węgla kamiennego. Z
kopalń WK na Śląsku każdego dnia prawie 1 milion m

wody gruntowej z 12 500 ton soli

przepompowuje się do Odry i Wisły. W skali roku jest to 4,5 mln ton soli kuchennej

. Ścieki

z elektrowni są w większości oczyszczane, np. w 1999 roku na 87 mln m

ścieków

wytworzonych w elektrowniach i elektrociepłowniach zawodowych oczyszczono 62,4 mln
m

, ale 22,2 mln m

ścieków zostało usuniętych do rzek w postaci nieoczyszczonej

Porównanie tych obciążeń powodowanych w Polsce przez spalanie węgla z kosztami
zewnętrznymi związanymi z wytwarzaniem energii elektrycznej w cyklu jądrowym (w całym
cyklu, nie tylko w samych elektrowniach) przedstawionymi powyżej wykazuje, że koszty
zewnętrzne dla cyklu jądrowego w krajach UE-15 z przerobem paliwa wypalonego równe są
0,46 m€/kWh. W warunkach polskich byłyby one niższe, ale biorąc pod uwagę, że ogromna
większość tych kosztów przypada i tak na ludność zamieszkałą poza Polską, można do
porównań stosować pesymistycznie wielkość podaną w studium brytyjskim. Natomiast koszty
zewnętrzne dla cyklu węglowego w Polsce, nawet po pominięciu kosztów zanieczyszczeń
naszych rzek przez odpady z cyklu węglowego, wynoszą 70,4 m€/kWh.

Tak wielka różnica kosztów zewnętrznych, to jest kosztów strat zdrowotnych i
ekologicznych, wskazuje jasno, że energia jądrowa jest źródłem energii elektrycznej
najbardziej korzystnym dla zdrowia społeczeństwa zarówno w warunkach europejskich, jak i
w warunkach polskich.

Kotowski W., Ulbrich R., „Iloraz 4 i iloraz 10 – granice wykorzystania środowiska przez człowieka”,

Gospodarka Paliwami i Energią, 9/2000 ss. 26-30