Enger K M-konsult AB

Transkript

1 Enger K M-konsult AB Luftföroreningar i Västra Götaland Emissioner, halter och spridning Rapport 2004/05 Göteborg Uppsala Vänersborg IVL Svenska miljöinstitutet AB Enger KM-konsult AB Luft i Väst Marie Haeger-Eugensson Leif Enger David Svensson Karin Persson Hans Berglund Karin Sjöberg

2 Innehållsförteckning Sidan SAMMANFATTNING 3 1. Bakgrund 4 2. Omfattning 6 3. Syfte 4. Emissioner Emissioner från arbetsmaskiner 7 Emissioner från fartygstrafik 8 Emissioner från småskalig uppvärmning 11 Emissioner från vägtrafik Mätningar Tidigare mätningar 16 Utvärdering av tidigare mätningar 17 Meteorologiska mätningar 18 Mätningar av luftföroreningar 19 Pågående mätningar Spridningsberäkningar 30 Exempel på spridningsberäkningar Kväveoxider från areakällor Kolväten från areakällor Partiklar från areakällor (ej vedeldning) Partiklar från areakällor (vedeldning) Kväveoxider från vägar Kolväten från vägar Kväveoxider från fartyg Kolväten från fartyg Partiklar från fartyg Kväveoxider från vägar, areakällor och fartyg Kolväten från vägar, areakällor och fartyg Partiklar från vedeldning, areakällor, vedeldning och fartyg Jämförelse beräkningar mot mätningar 37 7 Fortsatt arbete 38 2

3 Sammanfattning De utförda spridningsberäkningarna visar på ett mycket överskådligt sätt spridningsbilden för olika ämnen. Här får kommunerna en god uppfattning om sin situation när det gäller föroreningsläget. I takt med att nya emissionsdata tas fram kommer spridningsbilderna att bli allt säkrare. Det kan konstateras att överensstämmelsen mellan beräknade och mätta kvävedioxidhalter är mycket god, vilket pekar på att använda emissionsdata ligger på rätt nivå. När det gäller PM 10 visar utförda arbeten på komplexiteten när det gäller att kartlägga luftföroreningarna för ett område detta gäller framför allt bestämmandet av olika emissioner, exempelvis uppvirvling från vägar och jordbruksmark, vedeldning och sjöfartens utsläpp. Emissionsdatabasen är emellertid upplagd på ett sådant sätt att det är relativt lätt att uppdatera hela eller delar av densamma då nya emissionsuppgifter tas fram. Genom att jämföra spridningsberäkningar för olika ämnen med strategiskt utplacerade mätningar kan man också bestämma vilka justeringar i emissionsdata som måste ske. De nu pågående mätningarna, där mätplatserna valts med utgångspunkt från emissionsdata-karteringen, kommer att utgöra ett bra underlag för den fortsatta kartläggningen. Här finns det också möjlighet att komplettera kartläggningen genom att analysera insamlingsfiltren för PM 10 på olika ämnen. Redan nu kan konstateras, att med en fortsatt samverkan genom luftvårdsförbundet, kommer kommunerna att inom de närmaste åren att erhålla en mycket god bild av sin föroreningssituation, vilket ligger helt i linje med de krav som ställs i förordningen om miljökvalitetsnormer för utomhusluft. Användningsområden för ALARM-systemet Utöver vad som framkommit i denna rapport måste det framhållas att ALARMmodellen används i samband med miljöskyddsprövningar, kommunernas planeringsarbete, samt för räddningstjänsten arbete med riskbedömningar och olyckor. 3

4 1. Bakgrund Den 1 januari 1999 trädde miljöbalken i kraft och därmed introducerades ett nytt verktyg i det svenska miljöarbetet. Miljökvalitetsnormer (MKN) avseende luftkvalitet har fastställts inom svensk lagstiftning, bland annat som en anpassning av EUs ramdirektiv för luftkvalitet och vidhängande dotterdirektiv till svenska förhållanden, med avsikten att skydda människors hälsa. Miljökvalitetsnormer har införts för svaveldioxid (SO 2 ), kvävedioxid (NO 2 ), bly (Pb), partiklar (PM 10 ), bensen, kolmonoxid (CO) och ozon (O 3 ) (SFS 2001:527). För flertalet av ovan nämnda komponenter finns också mer långsiktiga nationella miljömål (Regeringsprop. 2000/01:130). Varje kommun ska kontrollera att miljökvalitetsnormerna uppfylls inom kommunen. Kontrollen kan ske genom mätning, beräkning eller annan objektiv bedömning. Mätning ska utföras i kommuner med fler än invånare samt i områden där det kan antas att MKN kan komma att överskridas. Utvärderingströsklar har införts där den övre utvärderingströskeln (ÖUT) indikerar om man behöver övervaka luftkvaliteten genom att mäta (halter > övre utvärderingströskeln), se Figur 1. Om halterna ligger mellan övre och nedre utvärderingströskeln (NUT) räcker det med en kombination av mätningar och modellberäkningar. För kommuner som uppvisar halter under den nedre utvärderingströskeln är det tillåtet att enbart använda modellberäkningar. I tätorter med färre än invånare behöver inte kontroll ske av timmedelvärden, förutsatt att ÖUT ej överskrids. µg/m 3 75 TOLERANSMARGINALER MKN Övervakning med mätningar Övervakning med kampanjvisa mätningar i kombination med modeller ÖUT NUT 10 Modeller och objektiv bedömning av luftkvalitetshalter MÅLÅR Figur 1. Schematiskt bild över utformningen av miljökvalitetsnormer (= MKN) (exemplet gäller för MKN för PM 10 som dygnsmedelvärde). ÖUT= övre utvärderingströskel, NUT= nedre utvärderingströskel (se nedan). Som en följd av gällande bestämmelser gav länsstyrelsen 2001 IVL i uppdrag att ta fram förslag till program för luftkvalitetsövervakningen i Västra Götaland. (Sjöberg och Lövblad, 2001). 4

5 2.Omfattning Under 2002 gav Luftvårdsförbundet för Västra Sverige, Luft i Väst, i samråd med länsstyrelsen, IVL Svenska Miljöinstitutet i uppdrag att utföra mätningar i 37 av Västra Götalands läns kommuner, se Figur 2, för att kartlägga luftkvaliteten i förhållande till MKN för NO 2 och PM 10 (Persson, K. 2003). Dessa mätningar följdes upp med mätningar av lättflyktiga kolväten (VOC) i de 37 kommunerna samt mätningar av PM 10 i några kommuner med start november 2003 till och med oktober Under 2005/2006 har mätningarna av PM 10 fortsatt och då framförallt av bakgrundshalter. Man vill genom dessa samordnade mätningar kunna bedöma om det föreligger fortsatta mätbehov i enlighet med de mätkrav som föreskrivs i förordningen om miljökvalitetsnormer för utomhusluft (SFS 2001:527). På uppdrag av Luft i Väst utförde IVL under 2005 en emissionsdatakartering som omfattade emissioner från arbetsmaskiner (arbetsfordon och arbetsredskap), fartygstrafik samt småskalig uppvärmning. Emissionskarteringen och beräkningarna har utförts för hela Västra Götaland, se figur 3. Emissionskarteringen har fördelats geografiskt ner till en gridupplösning av 1 x 1 km. De föroreningsparametrar som inkluderas för arbetsmaskiner och fartygstrafik är NOx, SO 2, partiklar samt där uppgifter finns, även lätta kolväten (VOC). För småskalig uppvärmning omfattas endast emissionerna av partiklar. Uppgifterna om arbetsmaskiner är baserade på emissionsuppgifter från Sveriges MiljöEmissionsData (SMED) medan uppgifter om fartygsemissioner härrör från underlag som IVL tagit fram. Emissioner från småskalig uppvärmning är också baserade på SMED-data. Spridningsberäkningarna har utförts med hjälp av ALARM-systemet. Vind- och turbulens fälten från ALARM har använts i kombination med mätningar av vind- och temperaturprofiler i området. Med hjälp av ALARM-systemet har sedan spridningsberäkningar utförts för år 2003 omfattande hela länet avseende ämnena kväveoxider, kolväten och partiklar. Under detta år utfördes mätningar av PM 10 i urban bakgrund i Borås, Färgelanda och i Mariestad. Dessutom utfördes mätningar av PM 10 i gaturum i Mariestad. För att undersöka möjligheten att uppskatta andelen långdistanstranporterade föroreningar har IVLs mätningar från Råö använts. Luftvårdsförbundet har tio vindmaster 10 meter höga där förutom vindriktning och vindhastighet även temperaturgradienten bestäms. Vidare har förbundet tre SODAR-anläggningar som mäter vindriktning, vindhastighet samt skiktningsförhållanden upp till 300 meters höjd. I denna rapport presenteras såväl emissionskarteringar som spridningsberäkningar samt resultat från utförda och pågående mätningar av PM 10. 5

6 3. Syfte Syftet med ovanstående arbete är att erhålla en helhetsbild av förekommande halter av kväveoxider, partiklar och kolväten. Denna kartläggning skall kunna ligga till grund för kommunernas bedömningar av föroreningsläget samt utgöra en viktig del i kommande åtgärdsprogram. Figur 2. Karta över Västra Götaland de gulmarkerade kommunerna är de som ingår i Luft i Väst. 4. Emissioner 4.1 Emissioner från arbetsmaskiner Den geografiska fördelningen av emissioner från arbetsmaskiner härrör från ett antal sektorer, vilka är baserade på årsvisa utsläpp per kommun. Här ingår utsläpp från arbetsfordon och arbetsredskap som används vid skogsbruk och jordbruk, inom industrin och i hushåll samt småskalig uppvärmning. För ytfördelning och koordinatbestämning av dessa emissioner har källtyperna fördelats beroende på dess geografiska tillhörighet (Figur 3). Fördelning av emissionerna från arbetsmaskiner varierar beroende på föroreningsparametrar och bransch (Figur 4). 6

7 NO x Partiklar VOC CO Figur 3. Emissioner (ton/år) av NO x, partiklar (PM 10 ), VOC och CO från arbetsmaskiner. Upplösning 1x1 km rutnät. 7

8 VOC (ton/år) NOx (ton/år) Partiklar (ton/år) Jordbruk Skogsbruk Hushåll Industri och anl Övrigt Figur 4. Branschvis fördelning av respektive föroreningsparameter från arbetsmaskiner. 4.2 Emissioner från fartyg IVL har utfört arbeten för Naturvårdsverket där en anpassning av emissionsdata har gjorts till aktuellt trafikunderlag och fartygens bränsleförbrukning. Osäkerhet råder dock om vilka bränslekvaliteter som används av fartygstrafiken då detta inte registreras någonstans. Bränslekvaliteten påverkar i första hand utsläppen av svavel och partiklar, men även övriga utsläppsparametrar påverkas i viss mån. I denna utredning används beräkningar som utförts av MariTerm för internationell sjöfart i svenska vatten år Fartygstrafikens storleksfördelningen har uppskattats utifrån diskussioner med representanter för hamnarna och egna erfarenheter från tidigare studier av trafikmönstren. Den detaljerade beräkningen samt geografiska fördelningen av fartygsemissioner har beräknats för alla större hamnar i länet samt transportsträckorna i Göta älv, i Vänern och längs med Bohuskusten. Fartygstrafikens omfattning och storleksfördelning har erhållits från SCB:s hamnstatistik, och genom direktkontakt med de flesta hamnar i regionen. För färjetrafik har kompletterande information hämtats från ShipPax Statistics I beräkningen tas även hänsyn till att fartygen på vissa delsträckor (Göta Älv, inloppssträckor i hamnar) färdas med reducerad hastighet. Emissionerna redovisas som linjeemissioner längs normala rutter för sjöfarten. Trafiken på öppet hav kan inte följas i detalj utan emissioner från trafik i Kattegatt och Skagerack läggs ut på en enda linjesträckning som följer den svenska kusten. (På grund av djupförhållanden m.m. går huvuddelen av den passerande trafiken närmare Sverige än Danmark.) Detta bedöms tillräckligt för att skapa en bakgrundsnivå. För 8

9 trafiken från hamnarna görs förenklingen att trafiken går kortaste vägen ut till öppet hav Fartyg med bruttotonnage under GT 300 ingår inte i statistiken, dvs bland annat fritidsbåtar, fiskefartyg, små passagerarfartyg och arbetsfartyg. Utsläpp från fartygstrafik på hamnar inkl inloppssträckor NOx [kg] Göta Alv Vänern V Götaland Stenungsund Wallhamn Uddevalla Lysekil Brofjorden Strömstad Figur 5. Emissioner av NO x från respektive hamn och inloppssträcka. (ej Göteborgs hamn med inlopp) Gruvön Karlstad Strömstad Å mål Kristineham n Otterbäcken Sjötorp Lidköping Brofjorden Uddevalla Vänersborg Trollhättan Lysekil Stenungsund Göta Wallhamn Bohus Surte (Göteborg) Hamnar Linjer Figur 6. Lokaliseringen av respektive fartygsrutt och hamn (ej Göteborgs hamn med inlopp) Emissioner från sjöfarten av NOx, HC och PM 10 beräknade för hela Västra Götaland visas i figurerna

10 Figur 7. Emission av NOx från sjötrafik (ton/år). Figur 8. Emission av HC från sjötrafik (ton/år). 10

11 Figur 9. Emission av PM10 från sjötrafik (ton/år) Emissioner från småskalig uppvärmning Här behandlas enbart emissioner av PM 10 eftersom det vid tillfället för emissionskarteringen endast fanns information som dessa att tillgå i SMED. Om man översiktligt jämför förhållandet mellan emissionsfaktorerna för PM 10 och NO x från småskalig uppvärmning så är PM 10 -emissionerna mellan 5-10 ggr större. För att erhålla en bättre geografisk upplösning för Västra Götalands emissionsdatabas har emissionerna fördelats med avseende på befolkningstäthet och över relevanta marktyper på motsvarande sätt som för arbetsmaskiner. Den emission av PM 10 från småskalig uppvärmning som ligger till grund för de vidare beräkningarna visas i nedanstående figur uppdelat per kommun. 11

12 1000 PM10 (ton/år) PM10 (ton/år) Härryda Partille Öckerö Stenungsund Tjörn Orust Sotenäs Munkedal Tanum Dals-Ed Färgelanda Ale Lerum Vårgårda Bollebygd Grästorp Essunga Karlsborg Gullspång Tranemo Bengtsfors Mellerud Lilla Edet Mark Svenljunga Herrljunga Vara Götene Tibro Figur 10. Emission av PM 10 från småskalig vedeldning för respektive kommun (från SMED). Töreboda Göteborg Mölndal Kungälv Lysekil Uddevalla Strömstad Vänersborg Trollhättan Alingsås Borås Ulricehamn Åmål Mariestad Lidköping Skara Skövde Hjo Tidaholm Falköping Enligt ovanstående figur 10 är skillnaderna relativt stora mellan de olika kommunerna. SMED-emissioner har därefter fördelats geografiskt med avseende på markanvändningsklass, låg bebyggelse, samt dimensionerats efter befolkningsdensiteten (figur 11). 12

13 Figur 11. Geografisk fördelning av emissioner från småskalig uppvärmning. 4.4 Emissioner från vägtrafik Luftvårdsförbundet Luft i Väst (LiV) har uppdragit åt Enger KM-konsult AB att bygga upp en emissionsdatabas omfattande Vägverkets vägar (riksvägar) inom Västra Götaland. Från Vägverket har erhållits vägar och trafikintensitet uppdelat på personbilar, lätta och tunga lastbilar för hela området. Databasen har kontrollerats och uppenbara fel har korrigerats. Från Vägverkets publikation: Nybyggnad och förbättring. Effektkatalog från 2001 har emissioner enligt den s.k. EVA-modellen utnyttjats för beräkning av emissionerna av NOx, HC, CO 2 och partiklar. Dessa emissioner har införts i ALARM-systemets emissionsdatabas. Vägverkets utsläppsmodell i EVA 2.31 utgår från att vägnätet delas in i länkar och noder och att dessa kan effektbedömas oberoende av varandra. EVA-modellen ger utsläppsmängder för bl.a. NOx, HC, CO 2 och partiklar för aktuellt beräkningsår för de tre fordonstyperna. Emissionsberäkningen sker efter följande principer för en väglänk: Årsmedelhastighet för personbilar, lastbilar utan och med släp för aktuellt år 13

14 Körförlopp, dvs typisk hastighetsvariation kring medelhastigheten, vilket ger grundvärde för de olika utsläppen per fordonskategori Grundtillägg för kallstart och avdunstning Skattning av medelreselängd för bestämning av kallstarts- och hot soak-tillägg för olika vägkategorier Försämringsfaktorer för grundeffekt och för kallstart för personbilar Beräkningsår, som ger trafikarbetsandelar, medelålder och total körlängd för respektive fordonskategori för beräkning av resulterande försämringsfaktorer och hopvägningar till medeleffekter för respektive fordonstyp Schablonkorrigering för lätta dieselfordon Emissioner från vägverkets linjekällor av NOx, HC och PM 10 beräknade för hela Västra Götaland visas i figurerna I tabell 1 anges de totala emissionerna av NOx, HC och PM 10 från areakällor och linjekällor för hela Västra Götaland. Figur 12. Emission av NO x från Vägverkets linjekällor (ton/år). 14

15 Figur 13. Emission av HC från Vägverkets linjekällor (ton/år). Figur 14. Emission av PM 10 från Vägverkets linjekällor (ton/år). 15

16 Tabell 1. Emissioner i Västra Götaland (ton/år). NOX HC PM10 (EJ VEDELDNING) PM10 (VEDELDNING) Areakälla Linjekälla (avgaser) Fartyg Linje+Hamn Totalt Totalt PM Det bör observeras att den totala emissionen av PM 10 från arbetsmaskiner är totalt 700 ton/år medan emissionerna från vedeldning är ca 5400 ton/år. Emissionerna omfattar ej större punktkällor. Dessa håller för närvarande på att uppgraderas. 5. Mätningar 5.1 Tidigare mätningar Under 2002/03 mättes partiklar (PM 10 ) i de tre kommunerna Mariestad, Borås och Färgelanda. I Borås (december-juni) och Färgelanda (december-maj) mättes i urban bakgrund och i Mariestad i såväl urban bakgrund (december-mars) som gaturum (december-april). Mariestads gaturum uppvisade generellt de högsta halterna av PM 10. För de tre månader som i Mariestads gaturum uppvisade de högsta PM 10 - halterna (februari - april) utfördes analys av bly (Pb) och kadmium (Cd) som månadsmedelvärde.. Mätningarna av kvävedioxid med diffusionsprovtagare gjordes på två platser i 37 kommuner, en i gaturum och en för att spegla den genomsnittliga halten i tätorten (urban bakgrund) månadsvis under fem månader (december april 2003). I nio av kommunerna (Alingsås, Borås, Lysekil, Sotenäs, Strömstad, Tanum, Trollhättan, Uddevalla och Vänersborg) fortsatte mätningarna av NO 2 under maj - augusti i gaturum. Anledningen var bland annat att spegla föroreningsbelastningen under sommaren i några turistorter samt att erhålla ett mer representativt årsmedelvärde i de mest belastade kommunerna. 2003/04 utfördes mätningar av lättflyktiga kolväten (VOC) och partiklar (PM 10 ). Partikelmätningar (PM 10 ) skedde i urban bakgrund i två kommuner, Mariestad (november - april) och Trollhättan (november - maj). Mätningarna av VOC med diffusionsprovtagare utfördes i 37 kommuner i ett gaturum veckovis under en vecka varannan månad (november, januari, mars, maj, juli och september) under 2003/04. 16

17 Provtagningsutrustningen för PM 10 installerades av IVL medan uppsättning av diffusionsprovtagare ombesörjdes av personal vid de lokala miljökontoren. De veckovisa provbytena av PM 10 och VOC skötte också miljökontoren i respektive kommun. Exponerade prover skickades in till IVLs laboratorium för analys. Mät- och analysmetoderna för VOC och PM 10 är ackrediterade av Styrelsen för ackreditering och teknisk kontroll (SWEDAC) enligt svensk lag. 5.2 Utvärdering av tidigare mätningar Under vinterperioden 2002/2003 utfördes att antal mätningar av NO 2 och PM 10 i Färgelanda, Borås och Mariestad. I Mariestad mättes PM 10 både i urban bakgrund och i ett gaturum. För att försöka spegla intransporten av luftföroreningar från andra länder har mätningar utförda på bakgrundsstationerna Råö och Aspvreten använts i studien. Råö ligger på Onsalahalvön söder om Göteborg i Hallands län, se figur 15. Dessutom har mätningar utförda i Göteborg ingått i utvärderingen. Figur 15. Råö på Onsalahalvön sydväst om Kungsbacka (kontinuerliga mätningar). Figur 16. Färjelanda med omnejd. Här mättes PM 10 i bakgrundsmiljö (1/ till 3/6 2003). Figur 17. Borås med omnejd. Här mättes PM 10 i urban bakgrund (21/ till den 24/6 2003). Figur 18. Mariestad med omnejd. Här mättes PM 10 både i urban bakgrund (20/ till den 12/3 2003) och i gaturum (21/12 till den 30/4 2002) 17

18 Figur 19. Göteborg (varuhusets Femmans tak) har mätningar av NO, NO 2, SO 2 och PM 10 från den 1/ till den 31/ använts i utredningen. Värdena är hämtade från det nationella datavärdsskapet. Mätningarna har utförts av Miljöförvaltningen i Göteborg. Figur 20. Aspvreten (ringmarkering) mellan Nyköping och Trosa. Bakgrundsvärden vid en mätstation på ostkusten har använts, nämligen Aspvreten mellan Nyköping och Trosa. Data är hämtade från det nationella datavärdskapet. Mätningarna har utförts av ITM (Institutionen för tillämpad miljövetenskap) Meteorologiska mätningar Under mätperioden 1/ till 30/ visar mätningar från Borås följande bild, se figurerna 21 och 22. Figur 21. Vindriktning, vindhastighet och temperatur vid stationen i Borås. 18

19 Under början av januari var det kallare än normalt, men från mitten av januari och resten av månaden var det varmare än normalt. Under februari var temperaturen något under det normala medan under mars något över det normala. Nederbörden visas i figur 22 och vi noterar att det var många nederbördsdagar under januari, men att februari och mars var ovanligt torra. Detta har stor betydelse för PM 10 - halten, som orsakas av uppvirvling av damm. Om marken är torr blir det mycket mer uppvirvling (orsakad framförallt av bilar) än om marken är blöt vid regn eller marken är täckt av snö. Figur 22. Nederbörd vid stationen i Borås Mätningar av luftföroreningar Låt oss först betrakta PM 10 -koncentrationerna och dela upp den som medelvärde över de olika månaderna. Figur 23 visar månadsmedelvärdet av PM 10 -halten i urban bakgrund i Borås, Färgelanda, Mariestad och Göteborg samt för Råö och Aspvreten. Vi ser från figuren att koncentrationerna under mars är mycket högre än under andra månader Vi ser att halten av PM 10 på Råö är högre än på de andra platserna under vissa månader (jan, febr, maj). Det betyder sannolikt att Råö påverkas av någon annan källa än bara intransport från utlandet, se resonemang nedan. Vi ser också att PM 10 - halten i Färgelanda är lika stor (eller högre) som i Borås för alla månader utom mars och januari. Att en stor kommun och en liten kommun har samma halter kan bero på olika saker, t.ex. olika utsläppskällor. Några källor till partiklar är vedeldning, utsläpp från arbetsredskap, bilavgaser, uppvirvling av damm från vägar, däck- och vägslitage, uppvirvling från åkermark, saltstänk från havet. Skillnader i halter beror också på olika mäthöjder på de olika platserna. Om vi har lokala källor till föroreningen är det stor höjdvariation i föroreningshalt. För de mätningar som här presenteras är de urbana bakgrundsplatserna valda så att det de är jämförbara med varandra, ca 4-8 m ovan mark. Göteborgs urbana bakgrundsstationen är dock belägen ovan tak, dvs på betydligt högre höjd än övriga stationer. 19

20 Figur 23. Månadsmedelvärdet av PM 10 för de olika platserna. För att utröna om en viss del av PM 10 -halten beror på biltrafiken (avgaser, uppvirvling av damm, däck- och vägslitage) kan vi beräkna koncentrationen som en funktion av veckodag. Vi måste också undersöka om det är skillnader om vägen är våt eller torr. Vi ser från figur 24 att det är lägre koncentrationer i Borås under lördag och söndag då vi har lägre trafikintensitet. I Färgelanda, figur 25, är denna skillnad mindre utpräglad, men dock lägre under söndagen. I Mariestad, figur 26, är det som i Borås lägre värden under lördag och söndag. Även i Göteborg är det något lägre halter under lördag och söndag, se figur 27. Om vi betraktar PM 10 i gaturummet får vi en mycket klar bild av trafikens inflytande på halterna. I figur 28 visas PM 10 -halten i gatunivå då urbana bakgrunden har subtraherats för dagar då ingen nederbörd har ägt rum. Eftersom bakgrundsvärdet har subtraherats visar bilden koncentrationen orsakad av emissionerna på gatan. Det är en mycket kraftig variation under veckan med lägsta värdena under söndagen, vilket kan tolkas som att emissionerna på gatan orsakas av biltrafiken. Denna figur visar förhållanden när det inte regnar. Vid nederbörd fås en helt annorlunda bild, figur 29, där vi inte kan se någon utpräglad variation under veckan. Från detta kan vi då också dra den slutsatsen att PM 10 -halten i gaturummet beror till största delen av uppvirvling från marken och ej av utsläpp av bilavgaser. 20

21 Figur 24. PM 10 -koncentrationen i urban bakgrund i Borås under dagar med ingen nederbörd. Figur 25. PM 10 -koncentrationen i urban bakgrund i Färgelanda under dagar med ingen nederbörd. Figur 26. PM 10 -koncentrationen i urban bakgrund i Mariestad under dagar med ingen nederbörd. Figur 27. PM 10 -koncentrationen i urban bakgrund i Göteborg under dagar med ingen nederbörd Figur 28. Differensen av PM 10 -halt i gatunivå och urban bakgrund i Mariestad under dagar utan nederbörd. Figur 29. Differensen av PM 10 - halt i gatunivå och urban bakgrund i Mariestad under dagar med nederbörd. 21

22 Biltrafikens variation under veckan kan man också se i variationer av NOx i Göteborgs bakgrundsluft (taket på Femmans varuhus). Både NO och NO 2 har mätts vid denna mätplats. Mätningarna genomgörs av Miljöförvaltningen i Göteborg och redovisas i det nationella datavärdskapet. Figur 30 visar NOx som funktion av veckodag för alla dagar från 1 januari till 31 maj Enligt figuren skulle koncentrationen vara mycket högre på onsdag och torsdag. Detta skulle kunna bero på påverkan av något lokalt utsläpp. Vid närmare analys av NO och NO 2 data från denna mätplats fann man att under 7-8 januari var halterna av NOx över 500 μg/m 3 och under enskilda timmar över 1600 μg/m 3. Under dessa timmar är andelen NO (uttryck som NO 2 ) mer än 80% av NOx-värdet vilket tyder på en mycket lokal källa. Om man utesluter dessa två dagar erhålls resultat enligt figur 31. Figur 30. NOx-halten som funktion av veckodag. Figur 31. NOx-halten som funktion av veckodag då 7-8 januari, 2003 är uteslutna. 22

23 Vi ser från figur 31 att det är en tydlig variation med veckodag med mycket lägre värden under lördag och söndag. Från figur 32 ser vi att andelen NO 2 av NOx är 65% under vardagar (mån-fre) och ca 80% under veckoslutet. Att det är något mindre andel NO 2 under vardagar beror på att NOx-koncentrationen då utgörs av en större del närliggande trafikemission än under veckoslutet. Figur 32. Förhållandet NO 2 /NOx som funktion av veckodag i Göteborg. För att utröna andra eventuella källor till PM 10 -halter kan vi uppdela materialet som funktion av vindriktning. Vid denna undersökning har en medel-vindriktning under ett dygn använts. I undersökningen har den s.k. geostrofiska vindriktningen använts. Man kan säga att det är vindriktningen på m:s höjd. Geostrofiska vindriktningen har erhållits med hjälp av de mast- och sodarmätningar som utförs av Luft i Väst i kombination med vind- och turbulensdatabasen i ALARMsystemet. Observera att vindriktningen vid marken skiljer sig något från den geostrofiska vindriktningen. Om vinden går över ett större vattendrag (hav eller t.ex Vänern) är skillnaden ca 5 grader men över mark beroende av underlag ca grader. Dvs om geostrofiska vindriktningen är 180 o så kan den verkliga vindriktningen vid marken vara t.ex 160 o. Från figur 33 ser vi att halterna vid vindar från väst upp till nordlig riktning (270 o till 360 o ) ger de lägsta PM 10 -halterna i Mariestad, dvs då luften kommer från Vänern, se figur 34. De högsta halterna i Mariestad fås när vinden kommer från grader (SE-S) vilket är när luften passerat ett stort åkerfält söder om Mariestad. Det skulle dock kunna vara orsakat av transport utifrån men då bör denna förhöjning i koncentrationen också skönjas på de andra mätplatserna vilket ej är fallet, se nedan. 23

24 Figur 33. PM10-koncentrationen i Mariestad som funktion av vindriktning. Figur 34. Karta över Mariestad med omnejd. Ljusblå färg är sjöar, gulvit färg åker och grön färg skog. 24

25 Om de höga värdena vid riktning från SE-S kommer från fältet borde de högsta värdena erhållas när marken är torr och ej frusen och snötäckt. Figur 35 visar halten som funktion av vindriktning men nu också uppdelat på olika månader. Figur 35. PM 10 -halten i Mariestad som funktion av geostrofiska vindriktningen uppdelat efter månad. Vi ser från figuren att de högsta koncentrationerna erhålls vid riktningar från grader och dessa tillfällen inträffade under mars och något fall februari. Under februari och mars var det mycket torrare än normalt. Under mars var dygnsmedeltemperaturen också över 0 o C. Om vi istället betraktar PM 10 -koncentrationen i Färgelanda som funktion av vindriktning, se figur 36, får vi en helt annorlunda bild. Här får man de lägsta halterna vid sydostliga vindar och de högsta vid nordliga vindar. Figur 36. PM 10 -koncentrationen i Färgelanda som funktion av vindriktning. 25

26 Från figur 36 ser vi att halterna vid geostrofiska vindar från nordväst till nordost (315 o till 45 o ) ger de högsta PM 10 -halterna vilket är när luften passerat ett stort jordbruksfält norr om Färgelanda, se figur 37. Det skulle dock kunna vara orsakat av transport utifrån men då borde denna förhöjning i halt också skönjas på de andra mätplatserna. I Mariestad hade vi de lägsta koncentrationerna i denna riktning. I alla andra riktningar är medelkoncentrationen nästan konstant (20 μg/m 3 ) i Färgelanda. Figur 37. Karta över Färgelanda med omnejd. Ljusblå färg är sjöar, gulvit färg åker och grön färg skog. Även i Borås får man de högsta PM 10 -koncentrationerna vid nordlig vind, se figur 38, men de lägsta vid nordoslig till ostlig vind. Figur 38. PM 10 -halten i Borås som funktion av vindriktning. Från figur 39 ser vi att halterna vid geostrofiska vindar från nordväst till nord (315 o till 360 o ) ger de högsta PM 10 -halterna, ca 30 μg/m 3, vilket är när luften passerat fältet vid Ryaverkets anläggning i Borås, se figur 39. De lägsta halterna erhålls vid 26

27 vindriktningar från nord till ost, ca 17 μg/m 3. I alla andra riktningar är medelkoncentrationen nästan konstant (20-25 μg/m 3 ). Figur 39. Karta över Borås med omnejd. Ljusblå färg är sjöar, gulvit färg åker, grön färg skog och lila industriområde. PM 10 -halten i Göteborg, figur 40, påminner i fördelning av halterna i Färgelanda med de högsta halterna vid vindriktningar från nordväst till nordost. Figur 40. PM 10 -halterna i Göteborg som funktion av vindriktning. Om vi nu betraktar PM 10 -halten vid Råö som funktion av geostrofisk vindriktning, figur 41, kan vi notera att vi får de högsta koncentrationerna, ca 25 μg/m 3, vid vindar 27

28 från syd till sydväst (180 o -225 o ) och de lägsta, ca 11 μg/m 3, vid nordlig till ostlig vind (0 o -90 o ). Observera dock att de höga värdena vid vindar från syd till sydväst är högre än koncentrationerna i Mariestad, Färgelanda och Borås vid samma vindriktningar. Detta tyder på att det kan finnas en lokal källa som bidrar till halterna av PM 10 vid Råö. Från figur 42 ser man att Råö, som ligger på Onsala-halvön (se också figur 15), omges av hav från riktningar från sydost till nordväst. En möjlig källa till PM 10 -halten skulle då kunna var saltpartiklar från havet som emitteras vid vågbrytning. Detta fenomen kräver dock relativt höga vindhastigheter och kan sannolikt inte ensamt förklara de höga PM 10 -halterna vid dessa vindriktningar.i figur 43, visas differensen mellan PM 10 -halten- i Borås och på Råö som funktion av vindriktning. Vi ser i figuren att vi får negativa värden för vindriktningar mellan 110 o och 300 o. Differensen borde vara positiv eftersom vi har lokala källor av PM 10 från vedeldning, trafik, uppvirvling etc i Borås. Detta kan tyda på att PM 10 -halterna vid Råö periodvis har en stor påverkan av havssalt och därmed under dessa perioder inte ger en rättvis bild av den långväga intransporten av PM 10. IVL håller för närvarande på att undersöka havssaltsandelen av PM 10 -halten såväl vid Råö som Borås, Färgelanda och Mariestad. Figur 41. Koncentration av PM10 som funktion av vindriktning vid Råö. 28

29 Figur 42. Karta över Råö med omnejd. Ljusblå färg är hav, gulvit färg åker och grön färg skog. Figur 43. Differensen av PM 10 -halten i Borås och Råö som funktion av vindriktning Figur 44. Differensen av PM 10 -halten i Mariestad och Råö som funktion av vindriktning. 5.3 Pågående mätningar Under pågående vinterhalvår (2005/06) har mätningarna av PM 10 intensifierats i Luft i Västs regi. Syftet med mätningarna denna omgång är främst att genom att mäta i regional bakgrund och i tätorter försöka uppskatta andelen av långdistanstransporterade partiklar. PM 10 mäts därför i Mariestad, i både urban bakgrund, gaturum och på landsbygd, i Tidaholm i urban bakgrund och å landsbygd. Dessutom mäts på landsbygd i Färgelanda och Alingsås samt på bakgrundsstationen vid Råö. På flera av stationerna mäts även parallellt NO 2 och O 3 som månadsmedelvärden med diffusions provtagare, se figur 45. Borås kommun mäter i egen regi NO 2, SO 2 och O 3 samt bensen, toluen och xylen med DOAS. 29

30 Figur 45. Pågående mätningar inom Luft i Väst vintern 2005/ Spridningsberäkningar Dynamiken i atmosfärens gränsskikt beror på komplex växelverkan av olika inflytande: lokal topografi, vegetation, moln, storskaliga synoptiska krafter (t.ex låg och högtryck), olika uppvärmning av jordytan och andra processer. Turbulenta flödet i atmosfären är extremt komplext och övergriper så många storlekar av virvlar att det i praktiken är helt omöjligt att i detalj simulera all virvlar. Studier av det turbulenta flödet fokuseras därför på att beskriva dess statistiska egenskaper. Modellen som används löser ekvationerna för medelflödena, dvs för vinden, temperaturen och fuktigheten, men också ekvationer för turbulensen i atmosfären. Modellen har utvecklats vid Meteorologiska institutionen, Uppsala universitet, Uppsala under de senaste 25 åren. Den datamaskinstid som fordras för den här typen av modell är ofta av samma storleksordning som den simulerade tiden, och är alltså alltför datamaskinskrävande för att utnyttjas vid säsongs eller årsberäkningar. Istället för att förenkla modellstrukturen, som skulle kunna introducera felaktiga resultat i komplex terräng, initierade Enger KM-konsult AB ett annorlunda tillvägagångssätt. Ett stort bibliotek med simulerade vind-, temperatur-, specifik fuktighets-, och turbulensfält skapades genom att göra simuleringar med den meteorologiska modellen för ett stort antal vädersituationer en så kallad meteorologisk databas. Denna databas innehåller meteorologiska data för flera tusen vädersituationer för det aktuella området. Ett atmosfäriskt modellsystem (ALARM-systemet) har implementerats i hela Västra Götalands län. Det har redan använts operationellt i ca 15 år för delar av området före detta Älvsborgs län -- såväl för beräkning av föroreningssituationen vid enskilt tillfälle som för beräkning av medelvärden av koncentrationerna. Alla beräkningar utförs med hjälp av meteorologiska databasen samt genom att använda lokala 30

31 meteorologiska mätningar. När man använder den meteorologiska databasen för spridningsberäkningar måste man veta vilket av dessa flera tusen vind- och turbulensfält som skall användas för en viss tidpunkt. Genom att använda mätningar av vind från ett sodarinstrument på någon plats i området och mätningar av en temperaturprofil och vind från en mast i området, kan modellen jämföra mätdata med simulerade data och leta fram den situation i databasen som ger den bästa överensstämmelsen mellan mätning och simulering på de aktuella mätplatserna. Den situation som ger bästa överensstämmelse används för spridningsberäkningarna. Beräkningar av vilket fall i den meteorologiska databasen som överensstämmer bäst mot mätningar i området utförs för varje enskild timme under året. Dessa vind- och turbulensfält används sedan för spridningsberäkningarna. I den här aktuella studien har spridningsberäkningar utförts för hela Västra Götaland genom att använda de beräknade emissionerna från de olika ämnena i kombination med den meteorologiska databasen. Emissionerna har angetts i 1x1 km rutor och spridningsberäkningar av koncentrationen har beräknas för var 10:e sekund under året detta pga rent numeriska orsaker. Resultat av beräkningarna har sparats för varje enskild timme under år Dessa resultat har sedan använts till att beräkna medelevärden av NOx, PM 10 och HC. Figur 46. Årsmedelvärde av NOx (µg/m 3 ) beräknat för areakällor. 31

32 Figur 47. Årsmedelvärde av HC (µg/m 3 ) beräknat för areakällor. Figur 48. Årsmedelvärde av PM10 (ej vedeldning) (µg/m 3 ) beräknat för areakällor. 32

33 Figur 49. Årsmedelvärde av PM 10 (µg/m 3 ) ( endast vedeldning) beräknat för areakällor. Figur 50. Årsmedelvärde av NOx (µg/m 3 ) beräknat för linjekällor. 33

34 Figur 51. Årsmedelvärde av HC (µg/m 3 ) beräknat för linjekällor. Figur 52. Årsmedelvärde av NOx (µg/m 3 ) beräknat för fartyg. 34

35 . Figur 53. Årsmedelvärde av HC (µg/m 3 ) beräknat för fartyg. Figur 54. Årsmedelvärde av PM10 (µg/m 3 ) beräknat för fartyg. 35

36 I figurerna nedan visas den totala årsmedelkoncentrationen från linjekällor, areakällor, vedeldning och sjöfart. Figur 55. Årsmedelvärde av NOx. Linjekällor+Areakällor+Fartyg. Figur 56. Årsmedelvärde av HC. Linjekällor+Areakällor+Fartyg. 36

37 Figur 57. Årsmedelvärde av PM10. Vedeldning+Areakällor+Fartyg. 6.2 Jämförelse beräkningar mot mätningar Kväveoxider Mätta (2003) och beräknade halter av NOx ges i följande tabell. Mätningarna är uförda på NO 2 och vi har antagit att ca 70 % av NOx är som NO 2, jämför figur 32. Till de simulerade värdena skall en bakgrund av NO 2 från utlandet adderas. Borås, Stn A (μg/m 3 ) Mariestad, Stn A (μg/m 3 ) Färgelanda (μg/m 3 ) Simulerad(NOx) Simulerad(NO 2 ) Mätt (NO 2 ) Ovanstående tabell visar på en mycket god överensstämmelse mellan beräknade och mätta kvävedioxidhalter. Man kan här konstatera att de emissionsdata som använts ligger på rätt nivå. Det bör dock noteras att simulerad koncentration är årsmedelvärden och mätta endast för några månader. Dessutom har vi kemiska reaktioner till andra ämnen, såsom N 2 O 5 och NO 3. Dessa är störst under mörka årstiden., vilket kanske ger en annan omvandlingsfaktor mellan NOx och NO 2 för långa avstånd från källan under vinterhalvåret. 37

38 PM 10 Om halterna för PM10 från vedeldning - som beräknats som årsmedelvärde - omräknas så att de gäller för vinterperioden (dubbel emission under vinterhalvåret) erhålls för Borås 28 ug/m 3, Mariestad 5.5 ug/m 3 och Färgelanda 2 ug/m 3. Till dessa värden kommer intransport (enligt Aspvreten på ostkusten ca ug/m 3 ) samt andra lokal källor t ex uppvirvling från vägar och åkrar. Nedanstående tabell visar en jämförelse med mätta och simulerade värden PM10 Beräknade Mätta Borås 28+bakgr 26 Mariestad 5.5+bakgr 17 Färgelanda 2+bakgr 22 Det kan konstateras att beräkningarna för Borås ligger för högt, vilket torde bero på att emissionsdata för vedeldning är för hög. Detta påtalas också i IVL:s rapport, men då tillgång till säkrare indata inte för närvarande finns tillgänglig användes de emissionsdata som finns i SMED-databasen. Här bör således en revidering ske. Man bör dock vänta med detta arbete något år tills den nu pågående omställningen av värmeförsörjningen stabiliserats införandet av värmepumpar, pelletseldning, solvärme etc kommer säkerligen att ge en annan emissionsbild. 7. Fortsatt arbete För att komplettera den fortsatta kartläggningen bör följande arbete utföras det närmaste året. 1. Inläggning och revidering av emisionsdata i spridningsmodellen, exempelvis större punktkällor, kommunala vägar samt emissioner från kvarter (trafik, uppvärmning). 2. Utvärdering av pågående mätningar. 3. Fortsatta mätningar - mätningar av partiklar dels i Urbanmätnätet i Mariestad och Tidaholm och dels genom passiva mätningar i varje medlemskommun. Vissa kompletterande mätningar kan också vara aktuella för kvävedioxid, ozon och lätta kolväten. 4. Förnyade spridningsberäkningar. 38

39 Referenser Alarm-systemet 1. Enger L. (1986) A higher order closure model applied to dispersion in a convective PBL. Atmospheric Environment 20, Enger L. (1990a) Simulation of dispersion in moderately complex terrain - Part A. The fluid dynamic model. Atmospheric Environment 24A, Enger L. (1990b) Simulation of dispersion in moderately complex terrain - Part B. The higherorder closure dispersion model. Atmospheric Environment 24A, Enger L. (1990c) Simulation of dispersion in moderately complex terrain - Part C. A dispersion model for operational use. Atmospheric Environment 24A, Melas D. and Enger L. (1993) A numerical study of flow in Athens area using the MIUU model. Environment Software 8, Enger L., Koracin D., Yang X. (1993) A numerical study of the boundary layer dynamics in a mountain valley --- Part 1. Model validation and sensitivity experiments. Boundary-Layer Met Koracin D. and Enger L. (1994): A numerical study of the boundary layer dynamics in a mountain valley - Part 2. Observed and simulated characteristics of the atmospheric stability and the local flows. Boundary-Layer Met. 69, Enger L. and Koracin D. (1995) Simulations of dispersion in complex terrain using a higherorder closure model. Atmospheric Environment 29, Abiodun, B. and Enger L. (2002): The role of advection of fluxes on modelling dispersion in convective boundary layers. Quart, J. Roy. Met. Soc., 128, Referenser IVL 1. COMMUTE: (1999). "Common Methodology for Multimodal Transport Environmental Impact Assessment". EU DGVII,. 2. Cooper, D. A. (2003) Exhaust emissions from ships at berth, Atmospheric Environment 37, pp Cooper, D.A., Gustafsson, T., (2004) Methodology for calculating emissions from ships 1. Update of emission factors IVL Swedish Environmental Research Institute, Gothenburg, Sweden to be published on SMED homepage at 4. Engberg, A, (2002). "Svenska CORINE Marktäckedata", SCMD-0001, Produktspecifikation, Lantmäteriet 5. European Commission (2002) Quantification of emissions from ships associated with ship movements between ports in the European Community. Entec UK Ltd and IVL Swe. Env. Res. Inst., July Flodström m.fl. (2004). "Uppdatering av utsläpp till luft från arbetsfordon och arbetsredskap för Sveriges nationella raportering. Inom SMED. 7. Haeger, M., Enger, L Vidareutveckling av ALARM-systemet. För Luft i Väst. IVLrapport L02/02 8. MariTerm (2002) Emissionssammanställning av sjöfartsemissioner i Nordsjön, Östersjön och för trafik på Sverige år 2000, utredning för Sjöfartsverket. 9. Mattsson, D Förändringen av PM 10 -halten i ett gaturum vid olika meteorologiska parametrar - en studie av trafikemissioner och resuspension. 10. MEET Methodology for calculating transport emissions and energy consumption. EU DGVII (1999). 11. Omstedt m.fl. (2003). Vedeldning i småhusområden. SMHI. 12. Stripple, H, Munkhammar, Fagerlund, Skagerström, Johanson och Ylivainio "Beräknings- och presentationsmetoder för emissioner från småskalig förbränning i fastigheter- Pilotprojekt 2". SMED, Svenska MiljöEmissionsData, SMHI. 13. ShipPax Statistics 04 The Yearbook for Passenger Shipping Traffic Figures, Plus 2 Ferry Consultation, Halmstad,