SPRIDNINGSBERÄKNINGAR AV NO₂ OCH PM10 FÖR DAGENS OCH FRAMTIDA HALTNIVÅER FÖR KVARTER ÅSENVÄGEN LERUM

Transkript

1 FÖR ERNST ROSÉN PROJEKTUTVECKLING AB SPRIDNINGSBERÄKNINGAR AV NO₂ OCH PM10 FÖR DAGENS OCH FRAMTIDA HALTNIVÅER FÖR KVARTER ÅSENVÄGEN LERUM RAPPORT Marie Haeger-Eugensson, Marian Ramos García och Anna Bjurbäck

2

3 ADRESS COWI AB Skärgårdsgatan 1 Box Göteborg TEL FAX WWW cowi.se PROJEKTNR. DOKUMENTNR. A VERSION UTGIVNINGSDATUM BESKRIVNING UTARBETAD GRANSKAD GODKÄND Rapport Marie Haeger- Eugensson Marian Ramos García Anna Bjurbäck Christine Achberger Marie Haeger-Eugensson

4

5 RAPPORT LUFT 5 INNEHÅLL 1 Sammanfattning 7 2 Inledning Bakgrund Syfte Miljökvalitetsnormer Miljökvalitetsmål Luftkvaliteten i Lerum 11 3 Metod Framtida utformning av kvarteret Utsläpp från trafiken Trafikflödesvariation Spridningsmodellering Uppskattning av urban bakgrundshalt 17 4 Resultat PM10-halter 21 5 Diskussion och slutsatser 22 6 Referenser 23 Bilaga A ÅDT för spridningsberäkningarna 25 Bilaga B Beskrivning TAPM-modellen 26 Bilaga C Beskrivning MISKAM-modellen 29

6

7 RAPPORT LUFT 7 1 Sammanfattning Inledning Ernst Rosén Projektutveckling AB vill undersöka om det är möjligt att bygga bostäder för en del av fastigheten Hallsås 2:261 med flera i kvarter Åsenvägen, Lerum. Kvarteret är beläget i ett mycket trafikutsatt läge precis intill E20, varför Länsstyrelsen har krävt en detaljerad utredning av luftkvaliteten för dagsläget och i framtiden. Syfte Beräkning av luftkvaliteten avseende partiklar (PM10) och kväveoxider (NO₂) vid Åsenvägen Lerum för några framtidsår för jämförelse med miljökvalitetsnormer (MKN) och miljökvalitetsmål. Metod Uppgifter om dagens trafik har räknats om till prognosåren 2016, 2020 och Emissionsberäkningar har gjorts med modellerna HBEFA och Nortrip. För meteorologisk indata har TAPM-modellen använts och spridningsberäkningar genomfördes med CFD-modellen Miskam. Resultat Resultaten visar att MKN inte överskrids för varken NO₂ eller PM10 för något av scenarierna. Däremot överskrids miljökvalitetsmålen för PM10 för både årsmedelvärdet och 90-percentilen av dygnsmedelvärdet, där årsmedelvärdet riskerar att överskridas i hela beräkningsområdet, medan det för 90-percentilen av dygnsmedelvärdet överskrids närmast E20. Diskussion I denna utredning har beräkningar gjorts för fyra olika år, 2016, 2020, 2023 och Anledningen till detta är att den pågående teknikutvecklingen leder till renare förbränningsmotorer med lägre emissionsfaktorer för NOX och att det förväntas bli en högre andel eldrivna fordon i framtiden. Denna utveckling motverkar i viss mån högre utsläpp från vägtrafiken som man skulle kunna förvänta sig på grund av den ökande trafiken. När i tiden NOx-utsläppen och därmed halterna blir lägre även med högre trafik är dock svårt att veta exakt, varför flera scenarier för olika år beräknades för att kunna fånga in brytpunkten. För PM10 är dock förutsättningarna annorlunda, eftersom partikelhalten i första hand styrs av mängden ackumulerade partiklar på vägbanan och antal och typ av fordon som kan virvla upp dessa. I detta fall gäller att fler fordon ger högre partikelhalter, vilket motiverar att göra beräkningar för PM10 endast för två år och även längre fram i tiden, dvs 2016 och 2030.

8 8 RAPPORT LUFT 2 Inledning 2.1 Bakgrund Erfarenhet från flertalet spridningsmodelleringar i Göteborg med omnejd visar att det för dagens situation och för de närmast kommande åren föreligger en risk för att halten kvävedioxid (NO₂) kan nå nivåer som överskrider Miljökvalitetsnormen (MKN) eller Miljökvalitetsmålen (se Tabell 1och Tabell 2 nedan). För partiklar (PM10) finns inte motsvarande risk för dagens situation men däremot för framtidsscenarier från 2030 och framåt. Orsaken till detta är att utsläppen av NO₂ antas minska i framtiden till följd av förbättrad teknik i fordonen samt ökad andel eldrift. Trots att trafiken antas fortsätta öka med ca 1% per år minskar därför utsläppen av NOx. Därmed antas även risken för överskridanden av MKN avseende NO₂ minska i framtiden, samt att förutsättningarna förbättras för att även klara mycket tuffare miljökvalitetsmål. För PM10 gäller dock andra förhållanden. Eftersom den största andelen av emissionen inte kommer från avgasröret utan från ackumulerade slitagepartiklar (från dubbdäcksslitage, sandning m.m.) på vägbanan, som virvlar upp när vägbanorna torkar upp på senvintern/våren s.k. resuspension bidrar inte förbättrade bilmotorer till minskade utsläpp så som för NO₂. Partikelhalten styrs istället av mängden fordon, dubbdäcksanvändningen samt fordonens körhastighet. Då trafiken förväntas ökar med ca 1% per år kommer följaktligen också PM10-halten att öka, vilket gör det svårare att klara miljökvalitetsmålet. För att visa hur luftkvaliteten blir dels vid antagen inflyttning i många av de planer som behandlas i dagsläget, bör NO₂ beräknas för ca medan PM10 bör beräknas från år 2030, vilket har gjorts här. Ernst Rosén Projektutveckling AB vill undersöka om det är möjligt att bygga bostäder för en del av fastigheten Hallsås 2:261 med flera i kvarter Åsenvägen, Lerum. Kvarteret är beläget i ett mycket trafikutsatt läge precis intill E20, se Figur 1, varför Länsstyrelsen har krävt en detaljerad utredning av luftkvaliteten avseende NO₂ och PM10 för dagsläget och i framtiden. Det finns även en MKN för luft för PM2,5, bensen, PAH m.m. men då nivån för dessa inte ens överskrid inne i Göteborg bedömdes inte sannolikt att dessa parametrar skulle medföra några risker för överskridande i Lerum heller.

9 RAPPORT LUFT 9 Figur 1 Planområdets lokalisering (rött), E20 (lila) och Västra Stambanan (rött). COWI har tidigare genomfört en övergripande utvärdering av luftkvaliteten vid Aspendalen och Aspevallen i Lerum som för 2035 visade att det, nära E20, kan föreligga risk för höga halter av föroreningar (Haeger-Eugensson m.fl. 2017). Där framgår även att halten NO₂ i dagsläget överskrider MKN. Luftkvalitetsutredningen omfattar beräkningar av halter av kvävedioxid (NO₂) och partiklar (PM10) i området, för dagens situation (2016) och för dels 2020 och 2023 för NO₂ och för 2030 för PM10. Resultaten av beräkningarna utvärderas mot miljökvalitetsnormer och miljökvalitetsmål (se Tabell 1och Tabell 2). 2.2 Syfte Beräkna luftkvaliteten avseende partiklar (PM10) och kväveoxider (NO₂) för kvarteret Åsenvägen för dagens situation och för framtida förutsättningar. Beräkningarna ska göras för totala lufthalter, det vill säga både det som genereras från trafik i området samt övriga källor, vilka inkluderas i form av bakgrundshalter. Jämförelse av beräknade halter ska göra med MKN och miljökvalitetsmål. 2.3 Miljökvalitetsnormer I samband med att Miljöbalken trädde i kraft den 1 januari 1999 infördes miljökvalitetsnormer som ett nytt styrmedel i svensk miljörätt. Systemet med miljökvalitetsnormer regleras framförallt i Miljöbalkens 5:e kapitel. Till skillnad mot gränsvärden och riktvärden skall miljökvalitetsnormerna enbart ta fasta på vad människan och naturen tål utan hänsyn till ekonomiska intressen eller tekniska förhållanden. En norm kan meddelas om det behövs för att i förebyggande syfte eller varaktigt

10 10 RAPPORT LUFT skydda människors hälsa eller miljön. De kan även användas för att återställa redan uppkomna skador på miljön. De miljökvalitetsnormer som först fastställdes i svensk lagstiftning behandlade högsta tillåtna halter i utomhusluft av svaveldioxid, kvävedioxid och bly (SFS 1998:897). Den 19 juli 2001 trädde en ny förordning om miljökvalitetsnormer i kraft (SFS 2001:527). Denna ersatte den gamla förordningen och behandlade normer för bl.a. kvävedioxid och partiklar (PM10). Förordningen (SFS 2001:527) har uppdaterats vid ett antal tillfällen och idag gäller Luftkvalitetsförordningen SFS 2010:477. Gällande miljökvalitetsnormer för NO₂ och PM10 i utomhusluft redovisas i Tabell 1. Tabell 1 Miljökvalitetsnormer för utomhusluft enligt Luftkvalitetsförordningen SFS 2010:477. Normerna avser halt i luft för skydd av människors hälsa i utomhusluften med undantag av arbetsplatser samt vägtunnlar och tunnlar för spårbunden trafik. Där inget annat anges är enheten µg/m 3. Förorening Medelvärdesperiod MKN-värde (µg/m³) Antal tillåtna överskridanden per år PM10 Dygn År dygn - Timme timmar 1 NO₂ Dygn 60 7 dygn År 40-1) Förutsatt att föroreningsnivån aldrig överstiger 200 μg/m³ under en timme mer än 18 gånger per kalenderår. För nästan samtliga miljökvalitetsnormer finns det en övre utvärderingströskel (ÖUT) och en nedre utvärderingströskel (NUT). Dessa är nivåer som anger omfattningen av kontrollen för en miljökvalitetsnorm, t.ex. om kontrollen ska ske genom mätning, modellberäkning eller objektiv skattning. 2.4 Miljökvalitetsmål Det svenska miljömålssystemet innehåller ett generationsmål, sexton miljökvalitetsmål och tjugofyra etappmål. Generationsmålet anger inriktningen för den samhällsomställning som behöver ske inom en generation för att miljökvalitetsmålen ska nås. Miljökvalitetsmålen beskriver det tillstånd i den svenska miljön som miljöarbetet ska leda till. Det finns även preciseringar av miljökvalitetsmålen. Preciseringarna förtydligar målen och används i det löpande uppföljningsarbetet av målen. Ett av målen, Frisk luft, berör direkt halter i luft av olika föroreningar. Miljökvalitetsmålet Frisk luft definieras enligt följande: Luften ska vara så ren att människors hälsa samt djur, växter och kulturvärden inte skadas. För miljökvalitetsmålet Frisk luft finns preciseringar i form av halter av luftföroreningar som inte ska överskridas, se Tabell 2 för preciseringar för NO₂ och PM10. Miljökvalitetsmålen ska nås senast år 2020.

11 RAPPORT LUFT 11 Tabell 2 Preciseringar avseende kvävedioxid och partiklar för miljökvalitetsmålet Frisk luft. Förorening Medelvärdesperiod Miljömål (µg/m³) Antal tillåtna överskridanden per år PM10 Dygn År NO₂ Timme År timmar - Miljökvalitetsmålen utgör en riktning och vägledning åt kommuner och Länsstyrelser vart det framtida miljöarbetet ska sikta mot. Även om miljökvalitetsmålen inte är legalt bindande så som miljökvalitetsnormerna (MKN) är, kan överskridanden av miljökvalitetsmålen innebära en begränsning i framtiden, beroende på hur dessa kommer tolkas av myndigheterna och därmed vilken praktisk betydelse dessa får. 2.5 Luftkvaliteten i Lerum Lerums kommun är medlem i Luftvårdsprogrammet i Göteborgsregionen som sköter luftkvalitetsövervakningen i regionen. Det görs dock inga kontinuerliga mätningar inom luftvårdsprogrammet, men däremot har en kartläggning av luftkvaliteten gjorts med modellering och kortare mätningar. De senaste spridningsberäkningarna av NO₂-halter gjordes för år 2012 (Wisell, 2013). Spridningsberäkningarna visar på halter under den nedre utvärderingströskeln för årsmedelvärdet av MKN längs E20 (där man kan förvänta sig de högsta halterna). Varken 98-percentilen av dygnsmedelvärdet eller årsmedelvärdet överskrider MKN i beräkningarna, däremot är halterna längs E20 över den övre utvärderingströskeln längs E20. Miljökvalitetsmålet för årsmedelvärdet och/eller timmedelvärdet överskrids däremot längs, och upp till 100 meter ifrån E20. Spridningsberäkningar av PM10 beräknades för år 2010 (Kindell, 2012) och visade inte på några överskridanden av MKN vid varken E20 eller Göteborgsvägen. Däremot överskreds den nedre utvärderingströskeln av 90-percentilen av dygnsmedelvärdet vid Göteborgsvägen. Beräkningarna visade också att miljökvalitetsmålet för årsmedelvärdet riskerar att överskridas vid Göteborgsvägen. Halterna längs E20 var i dessa beräkningar runt 13 µg/m³ för årsmedelvärdet, och runt för 90-percentilen av dygnsmedelvärdet. På Göteborgsvägen var de beräknade halterna 16 µg/m³ för årsmedelvärdet respektive 27 µg/m³ för 90-percentilen av dygnsmedelvärdet utfördes mätningar av PM10 och NO₂ under tre månader (12 januari 17 april) vid Hulanmotet i Lerum (Holmes, 2011). Mätvagnen var placerad ca 150 m från E20. Under samma period gjordes även passiva mätningar av NO₂ under tre veckor på ytterligare 8 platser i Lerum, bland annat på Göteborgsvägen och vid en mätplats nära pendeltågstationen. Halterna som uppmättes var 14,1 µg/m³ som periodmedelvärde för PM10 och 15 µg/m³ för NO₂.

12 12 RAPPORT LUFT Halterna av PM10 vid Hulanmotet var något lägre än uppmätta halter vid Femmans mätstation i centrala Göteborg under samma period (urban bakgrundshalt). MKN för dygnsmedelvärdet av PM10 överskreds inte under mätperioden. Mätperioden omfattade dock endast 3 månader. I många fall är det främst under april höga partikelhalter förekommer, när mycket damm har hunnit ackumuleras under vintermånaderna samt att årstiden ofta är ganska torr, vilket gynnar resuspensionen. Baserat på detta bedömdes att det var högst sannolikt att den nedre utvärderingströskeln på 20 µg/m³ (NUT) för årsmedelvärdet av PM10 klarades på platsen. Eftersom mätningarna endast omfattar en kort period kan ingen bedömning göras om korttidsvärdena (90-percentil för dygnsmedelvärdet) kommer att klaras. Avseende uppmätta NO₂-halter under mätperioden så förekom inga halter som överskred MKN för dygns- eller timmedelvärdet. Baserat på medelvärdet under mätperioden bedömdes att normen för årsmedelvärdet inte heller skulle överskridas under Av samma orsak som för PM10 d.v.s. att mätningarna endast omfattar en kort period, kan ingen bedömning göras om korttidsvärdena (98- percentilen för tim- respektive dygnsmedelvärdet) kommer att klaras. Mätningarna av NO₂ med passiva provtagare på olika platser i Lerum visade låga halter, medelhalterna under alla tre veckorna låg på mellan µg/m³. Den högsta medelhalten uppmättes vid Göteborgsvägen i centrala Lerum och den lägsta vid Hulan 210 m från E20. Vid mätplats nära pendeltågstationen var medelhalten 15,7 g/m³. Baserat på treveckorsmätningarna räknades årsmedelhalter ut för mätplatserna. För Göteborgsvägen i centrala Lerum var denna 19,8 µg/m³, och mätplatsen vid pendeltågstationen hade 14,1 µg/m³. Vid jämförelse med de aktiva mätningarna vid Hulanmotet sågs att de passiva mätningarna var lägre än de aktiva och att skillnaden i vissa fall var mycket stor, %. 3 Metod Ett antal scenarier har beräknats för Åsenvägen, dels nuläget med nuvarande bebyggelse, dels utbyggnadsscenariot med planerad bebyggelse. Eftersom maximala haltnivåer för NO₂ och PM10 infaller under olika framtidsår har dessutom ett antal trafikscenarier beräknats (Tabell 3) beroende på föroreningsparameter och prognosticerade trafikmängder (se kap. 2.1). Tabell 3 Scenarier beräknade för respektive år och parameter. (EF = emissionsfaktor, ÅDT = årsdygnstrafik) Scenario Föroreningsparameter Beräkningsår för EF och ÅDT Nu-scenario NO₂ och PM Framtid 1 NO₂ 2020 Framtid 2 NO₂ 2023 Framtid 3 PM

13 RAPPORT LUFT Framtida utformning av kvarteret Ernst Rosén Projektutveckling AB planerar att bygga cirka 50 stycken bostäder och ytor för kontorsverksamhet vid Åsenvägen, Lerum. I detaljplan är byggnaderna anordnade i form av ett triangulärt centralt torg/innegård som är tänkt att användas som gemensamma lek och uteplats, se Figur 2. Närmast E20 och stambanan vid väster och söder sida om torget planeras lägenheter i 4 våningar och vid östra sidan vid Åsenvägen planeras radhuslägenheter i 2 våningar. Lägenheter med 4 våningar kommer byggas mot Västrastambanan, se Figur 3. Torget är stängt mot nordost genom antingen byggnader eller glasvägg. Figur 2 Utformningen av kvarteret som använts i luftutredningen. (Bild från Ernst Rosén AB och Wahlström & Steijner arkitekter AB.) De röda linjerna visar glasväggarnas placering och höjd som skydd mot buller och luftföroreningar. Figur 3 Vy från sida (Bild från Ernst Rosén AB och Wahlström & Steijner arkitekter AB.) 3.2 Utsläpp från trafiken Uppgifter om trafikmängder för 2011 kommer från Lerums kommun (2013). Uppgifter om trafikmängder för 2030 kommer från den tidigare bullerutredningen som genomförts av COWI (COWI AD, : Bullerutredning Åsenvägen: version 5).

14 14 RAPPORT LUFT Uppgifter om trafikmängder år 2020, 2023 och 2025 är uppräknade från 2011 med hjälp av Trafikverkets uppräkningstal för EVA (Trafikverket, 2016). I de fall trafikmängd för 2011 saknades har istället värdet för 2030 räknats ned med hjälp av trafikuppräkningstalet. I figuren nedanför är alla vägavsnitt markerade med ett tal från Avsnitten är färglagda för att kunna kopplas till ett tal. Detaljerad information om de i luftutredningen använda trafiktal, ÅDT, visas i tabell i Bilaga A. Figur 3 De vägavsnitt som ingår i spridningsberäkningarna samt definiering av numreringen som matchar Tabell 4. Utsläppen från trafiken har beräknats med emissionsmodellerna HBEFA och Nortrip. Avgasemissioner har beräknats med HBEFA, som tar hänsyn till hur fordonsflottans sammansättning förväntas förändras i framtiden och beräknar olika emissionsfaktorer för olika år. I HBEFA antas att det kommer att fortsätta ske förbättringar avseende avgasutsläppen, samt att en större andel av fordonsflottan i framtiden kommer att bestå av fordon med god avgasrening och effektivitet samt övergång till eldrift. Detta innebär att avgasemissionerna (utsläpp per km) för ett normalfordon förväntas bli lägre i framtiden. I emissionsberäkningarna har emissionsfaktorer för år 2016, 2020 och 2023 använts för NO₂ samt för 2016 och 2030 från PM10. HBEFA har emissionsfaktorer för olika typer av trafikflöden. Utsläppen är mycket högre vid köbildning med mycket start och stopp, så det spelar stor roll vilket trafikflöde man använder. För E20 har antagits att det 2 timmar varje vardag är begränsat flöde, vilket är ca 6 % av tiden. Ingen långvarig stillastående köbildning har antagits förekomma på någon av vägarna. Resuspension, d v s uppvirvling av på vägbanan tidigare ackumulerade slitagepartiklar, har beräknats med Nortrip. Nortrip är en emissionsmodell som utvecklats för

15 RAPPORT LUFT 15 nordiska förhållanden där mängden resuspension beror bland annat på meteorologiska indata, trafikmängden (ÅDT), andel tung trafik, dubbdäcksandel och hastigheten fordonen kör i. Den tekniska utvecklingen och förnyelsen av fordonsflottan som förväntas leda till lägre avgasemissioner kommer inte att påverka emissionen av uppvirvlat material, så en liknande minskning av denna typ av emissioner förväntas inte ske. En dubbdäcksandel på 50 % har antagits för beräkningarna (Göteborgs stad 2016b) Trafikflödesvariation Trafikflödet varierar mycket över dygnet, veckan och mellan olika månader, vilket gör att det vid vissa tillfällen kan vara mycket mer eller mindre trafik än genomsnittet. För att illustrera detta för platser utan detaljerade mätningar av trafikflödesvariationer har VTI tagit fram hastighets/flödes-samband. Detta är baserat på olika ÅDT och för olika typer av vägar för både personbilar och lastbilar. Detta resulterade i indexvärden som kan användas för att relatera flödet vid en viss tidpunkt till ÅDT (Björketun och Carlsson, VTI notat ). För att bättre kunna identifiera situationer med höga halter av emissioner och påföljande höghaltstillfällen har dessa samband använts för att skapa en variation av trafiken över året. För övriga vägar har VTI:s index för närtrafik använts. Se Figur 4 för de trafikindex som använts. a) b) c) Figur 4 Variation av lokalt trafikflöde över a) året, b) veckans olika dagar och c) dygnet. Alla figurerna är baserade på data från VTI. Värdena på y-axeln visar förhållandet till medelvärdet, (d. v. s. vid värden > 1 är antal fordon > genomsnittet).

16 16 RAPPORT LUFT I HBEFA-modellen beräknas olika emissionsfaktorer för olika trafikflöden vilka har integrerats med de ovan beskrivna hastighets/flödessambanden framtagna av VTI för att skapa ett index som anger hur mycket emissionen för varje timme på året skiljer sig från medelemissionen. Detta kan variera från plats till plats beroende på de specifika trafikflödena, hastighetsbegränsningar mm. Indexet har använts för att bättre kunna identifiera situationer med höga halter av emissioner och påföljande höghaltstillfällen. 3.3 Spridningsmodellering För att beräkna haltnivåer ner till markplan (där människor vistas) inne i tätbebyggt område, behövs en tredimensionell modell som kan beräkna spridningen av föroreningshalter med hög detaljeringsgrad. För översiktliga beräkningar i urbana miljöer kan till exempel s.k. Gaussiska modeller användas men eftersom dessa inte kan ta hänsyn till effekten av byggnader blir inte resultatet rättvisande för gaturumsberäkningar vilket ska göras här. Resultat från Gaussiska modeller är däremot relevanta för modellering av haltnivån i takhöjd. Spridningen av luftföroreningar styrs av många processer och faktorer som verkar i olika geografiska skalor. Då området har komplicerade spridningsförutsättningar både i regional, lokal och i mikroskala, kan spridningsberäkningar inte lösas med endast en modell. Spännvidden i de geografiska skalor som är involverade i föroreningarnas spridningsförutsättningar är därmed för stora för att kunna täckas in av endast en modell. För att beräkna de meteorologiska förutsättningarna i regional till lokal skala (exempelvis sjö- och landbris sommartid, topografisk påverkan på vinden - så som dalstyrning i den distinkta dalgången vid Gårda samt frekventa inversioner) har en dynamisk prognosmodell använts (TAPM-modellen, se vidare Bilaga A). I dessa beräkningar inkluderas de lokala förutsättningarna (topografi, vegetation, havstemperatur m.m.) som styr både, det lokala vädret och därmed spridningen. I nästa steg, för beräkning av de tredimensionella strömningsförhållandena mellan huskropparna, har en CFD-modell (Miskam, se vidare Bilaga C) använts. Resultatet från TAPM-modelleringen används som indata i Miskam. För att återskapa ett realistiskt vindfält som representerar strömningsförhållanden i tre dimensioner för de aktuella kvarteren har ett mycket större område inkluderats i CFD-beräkningarna. Även för haltberäkningarna till luft har Miskam-modellen använts. Meteorologin som används som indata till CFD-modellen bör vara representativ för de lokala väderförhållandena. I detta fall finns inga lokala meteorologiska mätningar i närområdet, vilket gjorde det nödvändigt att modellera områdets lokala meteorologi med hjälp av TAPM-modellen. Denna lokala meteorologi blir indata till de efterföljande vindfälts- och haltberäkningarna i Miskam. Förutom meteorologin behöver Miskam även tredimensionell information av både de planerade byggnaderna samt omgivande bebyggelse (se vidare nedan). För jämförelse av de beräknade PM10-halterna med MKN måste en totalhalt beräknas, d.v.s. till den halten som simulerats vid det planerade området krävs ett tilläggsbidrag från övriga källor, ett s.k. urbant bakgrundsbidrag (både på årsbas och för relevanta percentiler).

17 RAPPORT LUFT Uppskattning av urban bakgrundshalt För att kunna jämföra beräknade haltnivåer av NO₂ med MKN (för års-, dygnsresp. timmedelvärde) måste även en relevant urban bakgrundshalt för området adderas vilken inkluderar övriga källor i området och långdistanstransporterat haltbidrag. I Figur 5 nedan visas hur halten av luftföroreningar fördelas i en stad samt planområdets lokalisering. Åsenvägen Figur 5 Schematisk bild av föroreningshalter i en stad (Lenschow m.fl. 2001) samt illustration av planområdets lokalisering. Punkt 3 till höger i figuren symboliserar den halt som uppmätts på rurala platser, en s.k. regional bakgrundshalt, där det inte finns någon påverkan av föroreningar från städer eller närliggande väger och visar därmed långdistanstransporterade luftföroreningar. Punkt 2 representerar centrala delar av städer, ofta (men inte alltid) i taknivå, en s.k. urban bakgrundshalt. Dessa mätningar fångar in både långdistanstransporterade föroreningar och de som genererats i regionen samt emissioner från staden. Motsvarande mätningar för Göteborg är Femmans mätstation som är placerad på Nordstans tak. Punkt 1 representeras av mätningar i markplan samt vid en trafikerad gata. Förutom de föroreningar som fångas in i mätningar av den urbana bakgrundshalten uppmäts här även de mycket lokalt producerade utsläppen längs specifika gator vilket benämns gaturumshalt. I Figur 5 visas även att den urbana bakgrundshalten varierar beroende på var i staden man är. Högst är halten oftast i de centrala delarna. Längre från centrum minskar generellt halten till följd av mindre mängd emissioner och ofta längre avstånd från källorna, vilket leder till lägre nivåer. En gata i de yttre delarna av en stad kan därmed få en lägre halt än en gata med lika mycket trafik som är belägen inne i de centrala delarna, eftersom bidraget från urban bakgrund är högre i centrum. 4 Resultat Spridningsberäkningarna för dagsläget (2016) har gjorts för NO₂ och PM10. För framtida förhållanden, vilket inkluderar den nya byggnationen, har beräkningar för NO₂ gjorts för dels 2020 och dels 2023 i syfte att se när en brytpunkt avseende haltutvecklingen erhålls. Men brytpunkt avses här tidpunkten när halterna sjunker

18 18 RAPPORT LUFT fastän trafiken ökar. Detta inträffar när den förbättrade fordonstekniken helt kompenserar för den ökande trafikens utsläpp, men det är svårt att uppskatta när denna brytpunkt inträffar. För att lättare kunna bedöma haltutvecklingen från dagsläget 2016 till framtida situationer 2020 och 2023 presenteras alla årsmedelvärden, alla 98-percentielen för dygnsmedelvärdet respektive alla 98-percentielen för timmedelvärdet tillsammans. Alla beräkningar inkluderar både haltbidraget från de omgivande vägarna och även alla övriga källor, både långdistanstransporterade och övriga från hela regionen. Haltkartorna visar därmed en totalhalt som kan jämföras med MKN och miljökvalitetsmål. I Figur 6 visas alla kartor för årsmedelvärdet. a) 2016 b) 2020 c) 2023 Figur 6 Resultatkartor för årsmedelvärdet av NO₂ a) 2016 b) 2020 c) Rosa haltgräns visar miljökvalitetsmålet. Halterna ligger under MKN. Det framgår av resultatet i Figur 6 att NO₂-halten 2016 inte överskrider MKN men tangerar miljökvalitetsmålet närmast E20. Redan till 2020 har halten minskat men i och med att spridningen hämmas något av de nya byggnaderna så är halten på utsidan av de nya byggnaderna fortfarande i samma nivå som för 2016 d.v.s. omkring µg/m³ och tangerar därmed miljökvalitetsmålet har dock halterna sjunkit och ligger nu mellan µg/m³ vid fasaden mot vägen. Därmed minskar risken att miljökvalitetsmålet överskrids.

19 RAPPORT LUFT 19 I Figur 7 visas alla beräknade totala NO₂-halter för dagens (2016) och framtida (2020 och 2023) förhållanden. a) 2016 b) 2020 c) 2023 Figur 7 Resultatkartor för 98-percentilen av dygnsmedelvärdet av NO₂ a) 2016 b) 2020 c) Röd haltgräns visar gränsen för MKN. I Figur 7 framgår att halterna minskar under de sju beräkningsåren. År 2016 uppgår halterna i kvarteret till40-50 µg/m³, år 2020 och 2023 är halterna vid fasaden mot vägen ca µg/m³. Den största förändringen kan ses på innergården där halterna sjunker till µg/m³ 2020, och ligger ännu lite lägre Enligt dessa beräkningar finns därmed ingen risk att MKN överskrids vare sig för dagens eller framtida förhållanden. Ett miljökvalitetsmål finns inte definierat för 98-percentil dygn. I Figur 8 presenteras totala haltkartor för NO₂ för 98-percentilen av timmedelvärdet.

20 20 RAPPORT LUFT a) 2016 b)2020 c) 2023 Figur 8 Resultatkartor för 98-percentilen av timmedelvärdet av NO₂ a) 2016 b) 2020 c) Rosa haltgräns för miljökvalitetsmålet Halterna ligger under MKN. Det framgår av resultatet i Figur 8 att MKN för NO₂ för 98-percentilen för timmedelvärdet klaras redan 2016, när halterna i kvarteret ligger runt µg/m³. År 2020 har emissionerna från E20 sjunkit, dock ligger halterna vid fasaden mot vägen kvar på ca µg/m³. Den skyddade innergården har lägre halter på ca µg/m³. Ytterligare tre år senare är halterna vid fasaden mot vägen mellan µg/m³, på delar av innergården har halterna sjunkit till µg/m³. Spridningsberäkningarna visar att det är överlag lägre halter 2023 än Även om skillnader inte är så stora för just kvarteret Åsenvägen, så är haltavklingningen år 2023 betydligt snabbare med avståndet än 2016, 2016 års haltnivåer visar på överskridanden av miljökvalitetsmålen i hela området för kvarteret, år 2020 går gränsen för överskridandet av miljökvalitetsmålet vid den nya byggnaden är det endast vid fasaden mot vägen där miljökvalitetsmålet överskrid eller tangeras, halterna på innergården och torget ligger under miljökvalitetsmålet. Här framgår att den höga byggnaden som vetter mot E20 i sig utgör en effektiv spärr mot intrans-

21 RAPPORT LUFT 21 port av föroreningar från vägen. Även glasskärmen mellan den västra, befintliga byggnaden och den som är formad som ett L, utgör i viss mån också spärrar för spridningen in i området. 4.1 PM10-halter För att lättare kunna bedöma haltutvecklingen från dagsläget 2016 till framtida situation 2030 presenteras årsmedelvärdet för 2016 och 2030 tillsammans respektive 90-percentielen för dygnsmedelvärdet tillsammans. I Figur 9 visas totalhalten för årsmedelvärdet av PM10 för a) 2016 och b) a)2016 a)2030 Figur 9 Resultatkartor för årsmedelvärdet av PM10 a) 2016 b) Rosa haltgräns markerar miljökvalitetsmålet. Halterna ligger under MKN. I Figur 9a framgår att halten PM10 riskerar att överskrida miljömålet redan 2016 och skillnaden 2030 är marginell. Just avseende årsmedelvärdet så är det samma problem för i stort sett hela södra Sverige: en mycket stor del av bidraget till årsmedelhalten beror på långväga intransport till Sverige, från källor i andra länder (Tang, Haeger-Eugensson m.fl. 2014). Det är därför mycket svårt att åtgärda genom lokala åtgärder. I Figur 10 redovisas totalhalten av PM10 beräknat för 90-percentilen för dygnsmedelvärdet. Det framgår av Figur 10 att det inte finns risk för överskridanden av MKN för 90- percentil dygn, varken idag eller år Det blir dock svårt att klara miljömålet, som överskrids både idag och år 2030 i området. Utformningen av de nya byggnaderna ger ett visst skydd mot partiklar från E20. Det är även lägre halter på större delen av gården men i den nordvästra delen kommer en viss intransport att ske över glasväggen.

22 22 RAPPORT LUFT a) 2016 b)2030 Figur 10 Resultatkartor för 90-percentilen av dygnsmedelvärdet för PM10 a) 2016 b) Rosa haltgräns markerar miljökvalitetsmålet. 5 Diskussion och slutsatser Miljökvalitetsnormerna: MKN är fastställt i svensk lagstiftning (senaste uppdateringen är SFS 2010:477) och behandlar högsta tillåtna halter i utomhusluft. Dessa gränser ska uppnås överallt med några undantag så som exempelvis mitt i vägbanor och inne i tunnlar m.m. Resultatet från de här genomförda spridningsberäkningarna visar att MKN inte överskrids vare sig i dagsläget eller för något av de framtida scenarierna för varken NO₂ eller PM10. Miljökvalitetsmålen: Förutom MKN så finns även de så kallade miljökvalitetsmålen som beskriver det tillstånd i den svenska miljön som det pågående miljöarbetet ska leda till. Dessa mål styr därmed kommuners och Länsstyrelsers miljöarbete för att få en kontinuerlig förbättring av luftkvaliteten. Orsaken att man höjer ribban jämfört med nivåerna fastslagna i MKN är att forskning visar att det förkommer hälsoeffekter även vid halter under MKN. För miljökvalitetsmålet Frisk luft finns preciseringar i form av halter av luftföroreningar som inte ska överskridas. Miljökvalitetsmålen ska nås senast år Resultatet från beräkningarna för NO₂ visar att även miljökvalitetsmålet för årsmedelvärdet klaras för alla de år som beräknats, utom mitt på E20 för För 98- percentilen för timmedelvärdet för 2016 överskrids miljökvalitetsmålen i hela området men redan 2020 har det skett en minskning så att gränsen nu går närmast E20 utanför den yttersta byggnaden ligger haltnivån under miljökvalitetsmålet i hela planområdet och med stor marginal inne på den s.k. gården/torget. För PM10 sker överskridanden av miljökvalitetsmålet för årsmedelvärdet i hela området. Anledningen till detta är att en stor andel av årsmedelvärdet utgörs av bakgrundshalten, d v s partiklar som har transporterats med vinden från många andra

23 RAPPORT LUFT 23 källor, t ex andra delar av Sverige eller från kontinenten. Detta gäller större delen av södra Sverige och problemet går inte att lösa lokalt (Tang, Haeger-Eugensson m.fl.,2014). För att få ner bakgrundshalten för partiklar krävs därför mer övergripande åtgärder på nationell och europeisk nivå för att sänka bakgrundshalten. Även miljömålet för 90-percentilen för dygnsmedelvärdet överskrids inom ett avstånd på ca 60 meter ifrån E20. Det innebär att överskridandet även omfattar delar av det aktuella planområdet. Dock klaras miljökvalitetsmålet inne på gården/torget på grund av husets skärmande effekt. Att haltnivåerna är högre på den sidan av byggnaden som vetter mot E20 och är lägre på innergården och torget får betydelse för planeringen av friskluftsintagen. Dessa borde placeras så att i möjligaste mån undvika intag av förorenad luft. Val av framtidsår: Beräkningar för framtida luftkvalitet görs generellt för samma år, ofta 2025, 2030 eller Inte sällan försöker man dessutom samköra detta år med de framtidsår som används vid beräkning av buller. Det föreligger dock en skillnad mellan buller och luftkvalitetsberäkningar, avseende NO₂, och det är att för själva utsläppet av NO₂ kommer att minska till följd av bättre teknik i fordonen samt att övergången till eldrift kommer att öka. Detta medför att trotts att trafiken ökar på de flesta vägar så kommer så småningom utsläppen bli lägre. Eftersom brytpunkten för när detta sker är lite osäkert gjordes här simuleringar för både 2020 och Dessa beräkningar visar att för detta fall så skedde brytpunkten mellan 2020 och 2023 eftersom halten NO₂ minskade till 2023 varpå än senare år skulle ge ännu lägre halter. För PM10 är förhållandena mer lika de för buller. Orsaken är att den absolut största delen av emissionen inte kommer från avgasröret utan från resuspension. Detta medför att emissionsförbättringar har en ytterst marginell effekt på halten. Emissionen är direkt avhängig av mängden och typ av fordon och eftersom antalet fordon prognosticeras öka i framtiden så ökar emissionen i motsvarande grad. Jämförelse med andra beräkningar: Tidigare har spridningsberäkningar genomförts i Lerum något längre söderut på motsatt sida om E20, vid pendeltågsstationen Aspedalen. Haltnivåerna på motsvarande avstånd från E20 är likartade men då planområdet för Åsenvägen endast ligger ett 20-tal meter från E20 blev haltnivån högre. Erfarenheter från tidigare spridningsberäkningar i liknande områden visar att höga hus närmast en större väg kan fungera som en barriär mot luftföroreningar vilket ger lägre halter i området bakom husen och på innergårdar men högre halter framför. Det framgår även att glasskärmarna har en god effekt som spärr för att de högre halterna närmast E20 inte lika lätt sprids in i området. 6 Referenser Björketun, U. & Carlsson, A. (2005): Trafikvariation över året Trafikindex och rangkurvor beräknade från mätdata. VTI notat Lenschow m. fl.. (2001): Some ideas about the sources of PM10. Atmospheric Environment 35 Supplement No. 1 (2001) S23 S33.

24 24 RAPPORT LUFT Trafikverket (2015). Trafikuppräkningstal för EVA PM daterat Trafikverket. Vägtrafikflödeskartan. Uppgifter hämtade från Lerums kommun, Trafikmodell 2 och Trafikprognos 2030, Underlag för planarbetet. WSP Samhällsbyggnad Tang, Haeger-Eugensson m.fl. (2014): Estimation of the long-range transport contribution from secondary inorganic components to urban background PM10 concentrations in south-western Sweden during Atmospheric Environment 89 (2014)

25 RAPPORT LUFT 25 Bilaga A ÅDT för spridningsberäkningarna I nedanstående tabell redovisas de ÅDT (årsdygnstrafik) som använts för emissionsberäkningarna som sedan utgör indata till spridningsberäkningarna Tabell 4 Vägtrafikmängder som använts för emissionsberäkningarna. Id Gata ÅDT 2016 ÅDT 2020 ÅDT 2023 ÅDT 2025 ÅDT E Södra Långvägen del 2 SÖDRA Rondell vid Södra Långvägen Södra Långvägen del Södra Långvägen del Rondell vid Södra Långvägen Almekärrsvägen Södra Långvägen del Rondell Aspenvägen del Göteborgsvägen del Rondell vid Södra Långvägen Aspenäsvägen del Göteborgsvägen del Göteborgsvägen del Stationsvägen Åsenvägen del Åsenvägen del Åsenvägen del Åsenvägen del Åsenvägen del Åsenvägen del Åsenvägen del Helgdagsbacken Lagermansbacken Del

26 26 RAPPORT LUFT Bilaga B Beskrivning TAPM-modellen För spridningsberäkningarna har TAPM (The Air Pollution Model) används, vilket är en så kallad prognostisk modell, utvecklad av CSIRO i Australien. För beräkningarna i TAPM behövs indata i form av meteorologi från storskaliga synoptiska väderdata, topografi, markbeskaffenhet indelat i 31 olika klasser (t.ex. is/snö, hav olika tätortsklasser m.m.), jordart havstemperatur, markfuktighet mm. Topografi, jordart och markanvändning finns automatiskt inlagd i modellens databas med en upplösning av ca 1x1 km men kan förbättras ytterligare genom utbyte till lokala data. Utifrån den storskaliga synoptiska meteorologin simulerar TAPM den marknära lokalspecifika meteorologin ner till en skala av ca 1x1 km utan att behöva använda platsspecifika meteorologiska observationer. Modellen kan utifrån detta beräkna ett tredimensionellt vindflöde från marken upp till ca 8000 m höjd, lokala vindflöden så som sjö- och landbris, terränginducerade flöden (t.ex. runt berg), omlandsbris samt kalluftsflöden mot bakgrund av den storskaliga meteorologin. Även luftens skiktning, temperatur, luftfuktighet, nederbörd mm beräknas horisontellt och vertikalt. Med utgångspunkt från den beräknade meteorologin beräknas halter för olika föroreningsparametrar timme för timme där första timmen även utgör indata till nästkommande timme o.s.v. I spridningsberäkningarna inkluderas, förutom dispersion, även kemisk omvandling av SO2 och partikelbildning, fotokemiska reaktioner där ibland NOx, O3 och kolväte i gasfas samt våt- och torrdeposition. Det finns även en beräkningsmodul där man själv kan definiera den kemiska nedbrytnings- samt depositionshastigheter på ett eller flera ämnen, om parametrar som inte innefattas av den befintliga kemiska modellen, används. Långdistanstransporterade luftföroreningar kan definieras genom att koppla timupplösta halter till modellkörningarna. Biogeniska ytemissioner (VOC) kan också inkluderas. Detta har visat sig vara viktigt för både ozon- och partikelbildningen (Pun, et al. Environ. Sci. Technol., 36 (2002). I spridningsberäkningarna kan både punkt, linje- och areakällor behandlas. Resultatet av spridning av föroreningar såväl som meteorologin presenteras dels i form av kartor, dels i form av diagram och tabeller både som årsmedelvärden och olika percentiler (dygn respektive timmedelvärden). Modellen har validerats i både Australien och USA, och IVL har också genomfört valideringar för svenska förhållanden dels i södra Sverige (Chen m.fl. 2002). Resultaten visar på mycket god överensstämmelse mellan modellerade och uppmätta värden. Mer detaljer om modellen kan erhållas via I Chen m.fl, (2002) gjordes även en jämförelse mellan uppmätta (med TAPM) och beräknade parametrar. I figur B.1 presenteras jämförelsen av temperatur i olika tidsupplösning. I figur B.2 presenteras en jämförelse mellan uppmätt och beräknad vindhastighet vid Säve. Jämförelse mellan uppmätta och modellerade ozon- och NO2-halter har genomförts i Australien (se figur B.3)

27 RAPPORT LUFT 27 a) GÖTEBORG 1999 b) GÖTEBORG Model Obs Model Obs Surface temperature ( C) Surface temperature ( C) Hour (local time) 0 Jan Feb Mar Apr May Jun Jul Aug Sep Oct Nov Dec Month c) GÖTEBORG Model 25 Obs Surface temperature( C) Day Figur A.1. Uppmätt och modellerad lufttemperatur Göteborg 1999 (a) timvariation (b) säsong variation (c)dygnsvariation. SÄVE 1999 c) Observed surface wind (v component, m/s) Modeled surface wind (v component, m/s) Figur A.2. Jämförelse mellan beräknad och uppmätt vindhastighet vid Säve Figur 3. Jämförelse mellan uppmätta O3 och NO2 halter i Australien, gridupplösning 3x3km. Referenser Chen m.fl. 2002, IVL-rapport L02/51 "Application of TAPM in Swedish West Coast: validation during "

28 28 RAPPORT LUFT Pun, B K. Wu S-Y and Seigneur C. 2002: "Contribution of Biogenic Emissions to the Formation of Ozone and Particulate Matter in the Eastern United States" Environ. Sci. Technol., 36 (16), , 2002.

29 RAPPORT LUFT 29 Bilaga C Beskrivning MISKAM-modellen MISKAM (Microscale Climate and Dispersion Model). MISKAM-modellen är en av de idag mest sofistikerade modellerna för beräkning av spridning avseende luftföroreningar i mikroskala. Det är en tredimensionell dispersionsmodell som kan beräkna vind- och haltfördelningen med hög upplösning i allt från gaturum och vägavsnitt till kvarter eller i del av städer eller för mindre städer. Det tredimensionella strömningsmönstret runt bl.a. byggnader beräknas genom tre-dimensionella rörelseekvationer. Modellen tar även hänsyn till horisontell transport (advektion), sedimentation och deposition samt effekten av vegetation och s.k. under flow d.v.s. effekten av vindmönster under t.ex. broar/viadukter. Föroreningskällorna kan beskrivas som punkt eller linje- eller ytkällor. Modellen simulerar ett tredimensionellt vindfält över beräkningsområdet varför t.ex. turbulens runt hus samt s.k. trafikinducerad turbulens och därmed marknära strömningsförhållanden återges på ett realistiskt sätt. Denna typ av modell lämpar sig därmed väl även för beräkningar inom tätbebyggda områden där beräkning av haltnivåer ner i markplan skall utföras. MISKAM är speciellt anpassad för planering i planeringsprocesser av nya vägdragningar eller nybyggnation i urbana områden. Modellen är utvecklad av The Institut für Physik der Atmosphäre of the University of Mainz. MISKAM-modellen ingår i ett modellsystem s.k. SoundPLAN där även externbuller kan beräknas. Programmet kan räkna i enlighet med alla större internationella standarder, inklusive nordiska beräkningsmetoder för buller från industri, vägtrafik och tågtrafik. Resultatet kan bestämmas i enskilda punkter eller skrivas ut som färgkartor för större ytor.