Handbok för vägtrafikens luftföroreningar Appendix. Publikation 2001:128

Handbok för vägtrafikens luftföroreningar Appendix Publikation 2001:128

Metodblad: Appendix 1... 4 I. Metoder för mätning av kväveoxider, NO 2 /NO/NO x... 4 I.1 Kväveoxider NO 2 /NO/NO x - kontinuerlig mätning, kemiluminescens... 4 I.2 Kväveoxider NO 2 /NO/NO x - kontinuerlig linjemätning, DOAS... 7 I.3 Kvävedioxid, NO 2 - aktiv mätning... 9 I.4 Kväveoxider NO 2 /NO/NOx - passiv mätning... 11 1. Inledning... 13 1.1. Handbokens syfte och innehåll... 13 1.2. Mätning eller beräkning?... 14 2. Tillståndet i Sverige... 15 2.1. Luftkvalitetssituationen... 15 2.1.1. Tätortsluft... 15 2.1.2. Bakgrundsluft... 17 2.2. Nedfall... 18 2.3. Utsläpp... 21 2.4. Referenser till kapitel 2... 23 3. Effekter av olika luftföroreningar... 25 3.1. Hälsoeffekter av olika luftföroreningar... 25 3.2. Luftföroreningars effekter på vegetation... 28 3.3. Referenser till kapitel 3... 31 III. Metoder för mätning av lätta kolväten utom metan (NMHC)... 34 III.1 Lätta kolväten utom metan (NMHC) - passiv (diffusiv) mätning med adsorbentrör. 34 III.2 Lätta kolväten utom metan (NMHC) - aktiv mätning med adsorbentrör... 36 III.3 Lätta kolväten utom metan (NMHC) - mätning med behållare (canister)... 38 III.5 Lätta kolväten utom metan (NMHC) - kontinuerlig mätning med gaskromatografi.. 41 III.6 Lätta kolväten utom metan (NMHC) - kontinuerlig mätning med DOAS... 43 IV. Metoder för mätning av totalkolväten, THC... 44 IV.1 Totalkolväten - kontinuerlig mätning med FID... 44 V. Metoder för mätning av formaldehyd... 45 V.1 Mätning av formaldehyd - aktiv mätning... 45 V.2 Mätning av formaldehyd - passiv mätning... 47 VI. Metoder för mätning av ozon... 48 VI.1 Mätning av ozon (O 3 ) - kontinuerligt med UV-absorption... 48 VI.2 Mätning av ozon (O 3 ) - kontinuerlig linjemätning, DOAS... 49 VI.3 Mätning av ozon (O 3 ) - passivt... 51 VII. Metoder för mätning av polycycliska aromatiska kolväten (PAH)... 52 VIII. Bestämning av partiklar med direktmätande instrument... 53 VIII.1 Partikelmätning med TEOM-instrument... 53 VIII.2 Partikelmätning med á-stråle-instrument... 56 VIII.3 Partikelmätning med optisk mätteknik... 57 VIII.4 Partikelmätning (sot), bestämning av elementärt och organiskt bundet kol... 59 IX. Metoder för aktiv mätning av partiklar, med och utan storleksfördelning.... 59 IX.1 Allmänt, insamling av partikelprover... 59 IX.2 Högvolymsprovtagning (HVS), PM 10... 61 IX.3 Partikelmätning med Dichotomous PM 10 / 2.5 (RAAS-impaktor)... 62 2

IX.4 Partikelmätning med Harvard-impaktor, PM 10 eller PM 2.5... 63 IX.5 IVL-metoden för mätning av PM 10 /PM 2.5 samt anlys av PAH... 64 IX.6 Sotmätning med OECD-metoden... 65 IX.7 Partikelmätning med flerstegsimpaktor... 66 Katalog för emissionsmodeller: Appendix 2... 68 AIG/X... 68 AUT... 70 AVT... 71 Coldstart... 72 COPERT III... 73 CRUISE... 80 DCSP... 82 DSD-IRS... 83 EMV... 86 EVA... 87 EVA-sambanden... 90 HUTSIM... 92 TRAF-NETSIM... 94 VehProp... 95 VETO... 98 VBB:s avgasmodell... 99 Katalog för spridningsmodeller: Appendix 3... 103 AIG/X... 103 AirViro... 105 ALARM... 107 CAR-FMI... 110 DISPERSION... 112 EnviMan... 114 EPISODE... 117 EQMS... 119 MATCH... 121 Operational Street Pollution Model (OSPM)... 124 ROADAIR/VLUFT... 126 UDMS-FMI... 127 VBBs avgasmodell... 129 3

Metodblad: Appendix 1 I följande Appendix presenteras olika mätmetoder och deras användningsområden vid mätning av de trafikrelaterade luftföroreningarna som behandlas i mäthandboken. Metodbladens upplägg har, i möjligaste mån, försökts att hållas så lika som möjligt för de olika mätmetoderna. Under rubriken Prestanda presenteras mätområde, tidsupplösning, detektionsgräns, precision och interferenser utifrån, i första hand, instrument leverantörers information. I de fall där sådan information ej har funnits att tillgå har mäterfarenheter beaktats. Det samma gäller kostnader där framförallt driftskostnader bygger på mäterfarenheter. Kostnaderna som anges är i högsta grad ungefärliga och kan i verkligheten variera mer än vad som framgår av metodbladen. I. Metoder för mätning av kväveoxider, NO 2 /NO/NO x I.1 Kväveoxider NO 2 /NO/NO x - kontinuerlig mätning, kemiluminescens Användningsområden Stort mätområde i kombination med hög känslighet och frånvaro av betydande interferensproblem, gör metoden lämplig som förstahandsmetod vid kontinuerliga mätningar med krav på timupplösning eller högre rekommenderas i de flesta miljöer, från mätningar i renodlade bakgrundsmiljöer till mätningar i starkt trafikbelastade miljöer som gaturum och tunnlar. Metoden rekommenderas av miljömyndigheterna i USA (EPA). Metodbeskrivning Kemiluminescensmetoden utnyttjar den snabba reaktionen mellan NO och ozon (O 3 ), vilken sker under emission av kemiluminescent ljus. Ljusmängden är proportionell mot NO-halten och kan mätas med stor noggrannhet. Ett konstant flöde provtagningsluft sugs, med hjälp av en vakuumpump, in i instrumentets reaktionscell och blandas med ozonmättad luft. En fotomultiplikator översätter intensiteten på det utsända kemiluminescenta ljuset till en voltsignal. Spänningen är direkt proportionell mot NO-halten i provluften. NO x (NO + NO 2 ) mäts i en andra kanal efter reducering av NO 2 till NO i en uppvärmd katalytisk konverter. NO 2-halten bestäms som skillnaden mellan de bägge kanalerna, se Figur 1. 4

Figur 1 Principskiss för kemiluminescensmetoden Prestanda Mätområde: Metoden har ett stort mätområde, vilket tillåter allt från mätningar i renodlad bakgrundsmiljö till mätningar i starkt trafikbelastade miljöer som tunnlar. Lägsta mätområde är cirka 0-100 µg/m 3 och högsta cirka 0-20.000 µg/m 3. Tidsupplösning: Metoden tillåter en hög tidsupplösning, ned till storleksordningen sekunder. Ofta använd tidsupplösning ut från instrumentet är 20-60 sekunder, medan lagring av rådata oftast sker som 1- timmesmedelvärden. Detektionsgräns: Ofta angiven detektionsgräns för det mest använda mätområdet förluftkvalitetsmätningar (cirka 0-1000 µg/m 3 ) är cirka 2 µg/m 3 (som NO 2 ). Precision: Ofta angiven precision är ±10% för ett mätvärde motsvarande 20% av fullt mätområde och ±5% för ett mätvärde motsvarande 80% av fullt mätområde (motsvarande ±20 µg/m 3 respektive ±40 µg /m 3 för mätområdet 0-1000 µg/m 3 ). Interferenser/begränsningar: Andra kväveföreningar än NO 2, t ex HNO 2, HNO 3 /NO 3 -, NH 3, kan omvandlas till NO i den katalytiska konvertern och ge en positiv interferens (Navas et al., 1997). Detta är främst ett problem vid mätningar i bakgrundsluft. Kvalitetssäkring, kalibrering Mätningarnas tillförlitlighet är primärt beroende av hur noggranna kalibreringar som görs i fält och med vilken frekvens dessa sker. För att uppnå ovan angivna precision bör kalibrering ske av såväl nollnivå som spannivå (=nivå med förhöjd halt, motsvarande ca. 80% av fullt mätområde) en gång per dygn med syntetisk luft respektive med certifierad gasblandning för 5

NO. Sådana rutiner kan skötas automatiskt med kommersiellt tillgängliga kalibrersystem som justerar för eventuell drift hos instrumentet. En fullständig kalibrering med ett flertal spannivåpunkter fördelade över hela mätområdet samt en kontroll av den katalytiska konverterns effektivitet genom gas- fastitrering (vanlig tillgänglig funktion hos kommersiella kalibrersystem) bör utföras regelbundet, minst en gång per år och efter varje tillfälle med fullständig service. Tillsyn, underhåll, service En lämplig tillsynsfrekvens, bland annat för byte av partikelfilter till provluftsintaget på instrumentet, är en gång var fjortonde dag (för vissa instrumentfabrikat behöver även torkmedel bytas regelbundet). För skydd av instrumentets vakuumpump krävs en termisk katalysator för att reducera ozon samt aktivt kol, vilket behöver bytas ungefär en gång per år. Om instrumentet används utan längre avbrott i mätningarna bör en fullständig service, enligt instrumentets manual, genomföras ca. en gång per år. Vid mätningar i mycket förorenade miljöer (gaturum, tunnlar) kan filterbyte och full service behöva ske oftare, medan vid mätningar i miljöer av mer renluftskaraktär längre tillsynsintervall kan tillåtas, dock högst en månad. Kostnader Inköpskostnader: För ett kemiluminescensinstrument ca. 120.000 kr. Tillkommer kostnad för datalogger och eventuellt modem för dataöverföring via telenätet (20-25.000 kr). Inköpskostnaden för ett automatiserbart kalibrersystem uppgår till ca. 100.000 kr. Driftskostnader: Driftskostnaderna uppskattas grovt till ca. 100.000 kr per år inklusive validering/kvalitetssäkring av rådata. 6

I.2 Kväveoxider NO 2 /NO/NO x - kontinuerlig linjemätning, DOAS Användningsområden Mätning av NO 2 (och NO) med DOAS är i första hand lämpligt då man har krav på hög tidsupplösning och samtidigt inga krav på hög rumsupplösning eller i miljöer där haltvariationerna i rummet är relativt små. DOAS-mätningar är därför lämpligast för NO 2 i renodlad bakgrund alternativt i urban bakgrund. DOAS-tekniken kan också ha vissa fördelar framför kemiluminescensmetoden vid mätningar av NO 2 och NO i tunnlar, eftersom man med ett instrument kan mäta den integrerade halten längs ett tvärsnitt av tunneln. Metoden rekommenderas av miljömyndigheterna i USA (EPA). Metodbeskrivning DOAS (Differential Optical Absorption Spectroscopy) är en fjärranalysteknik som finns kommersiellt tillgänglig för mätningar av kväveoxider, främst NO 2, men även NO kan mätas. Tekniken bygger på principen att såväl NO 2 som NO absorberar ljus i UV-området. Systemet består av en ljuskälla (vanligen xenon) och i motsatta ändan av mätsträckan en mottagare, se Figur 2. Ljusets färdväg kan fördubblas genom att placera mottagare och ljuskälla på samma sida och istället en retroreflektor i motsatta ändan av mätsträckan. I analysatorn spektraluppdelas ljuset med hjälp av gitter. Dessa spektra omvandlas till digitala signaler. Datorn jämför efter mätperiodens slut det integrerade spektrat med referensspektrum eller kalibrerspektrum för NO 2 och NO. Figur 2 Principskiss för ett DOAS-instrument. Prestanda Mätområde: Mätområde för NO 2 på en 500 m lång sträcka är 0-1000 µg/m 3 och för en sträcka på 200 m 0-500 µg/m 3. Tidsupplösning: Metoden tillåter en relativt hög tidsupplösning, utläst som den integrationstid som instrumentet utnyttjar för att slå ihop (medelvärdesbilda) spektra. Ofta används en integrationstid på 1 minut, medan rådata oftast rapporteras - som 1-timmes medelvärden. Detektionsgräns: Detektionsgränsen hos DOAS-instrumentet beror av mätsträckan (längre mätsträcka ger - upp till 7

Precision: Interferenser/begränsningar: en viss gräns - lägre detektionsgräns). För en mätsträcka på 500 m och en integrationstid på 1 min anges en detektionsgräns för NO 2 på 0.5µg/m 3. Precisionen uppges vara jämförbar med den för kontinuerliga mätningar med kemiluminescensmetoden, d vs ca. ±20 µg/m 3 (lägre delen av vanligaste mätområdet) till ca. ±40 µg/m 3 (övre delen av vanligaste mätområdet). För mätning av NO 2 och NO med DOAS skall normalt inga interferensproblem föreligga. Mätproblem kan dock uppstå generellt vid dimma, dis, regn samt snöfall, oftast i form av rent databortfall på grund av för kraftiga ljusförluster längs mätsträckan. Av detta skäl bör man bör inte välja längre mätsträcka än vad den lokala föroreningsbelastningen kräver. Kvalitetssäkring, kalibrering Eftersom DOAS-tekniken bygger på mätning över en lång sträcka kan kalibrering inte ske enligt konventionella metoder. Detta innebär att den enskilde instrumentoperatören inte själv kan kontrollera instrumentets respons på traditionellt vis gentemot en nollnivå (renluft) och en spannivå (förhöjd känd haltnivå längs mätsträckan). Detta sätter traditionell kvalitetssäkring och kvalitetskontroll ur spel. Instrumentet förutsätts oftast vara kalibrerat en gång för alla genom att mätprincipen baseras på kända fysikaliska konstanter (de s.k. absorptionstvärsnitten) för de aktuella gaserna. Man måste dock räkna med att en viss drift och instabilitet föreligger hos alla instrument, även hos DOAS-instrument. I vissa fall görs laboratoriebaserade kalibreringar av DOAS-instrumenten med utnyttjande av s.k. Whiteceller eller enklare kyvettsystem. För kvalitetssäkring under normal drift kan enklare kyvettsystem också användas. Vidare kan kvalitetsrutiner införas baserade på en granskning av spridningen (standardavvikelsen) för enskilda mätvärden och variationer/avvikelser i ljusintensitet. Tillsyn, underhåll, service Behovet av tillsyn, underhåll och service är jämförbart med det för kontinuerliga mätningar med kemiluminescens, dvs. tillsyn ca. en gång var 14:e dag, full service ca. en gång per år enligt instrumentets manual. Underhåll består främst av byte av lampa och rengöring av reflektorer. Kostnader Inköpskostnader: Ett DOAS-instrument för NO 2 kostar 300.000-400.000 kr i inköp, för NO kostar det ytterligare 60.000 kr. Driftskostnader: Driftskostnaderna uppskattas motsvara de för att driva kontinuerliga mätningar med kemiluminescensmetoden, dvs. ca. 100 000 kr per år inklusive validering/kvalitetssäkring av rådata. 8

I.3 Kvävedioxid, NO 2 - aktiv mätning Användningsområden Metoden har genom den höga känsligheten, det stora mätområdet och frånvaron av betydande interferenser ett brett användningsområde, från mätningar i mycket ren bakgrundsluft till mätningar i kraftigt trafikpåverkade miljöer. Detta gör den lämplig som metod vid bestämning av dygnsmedelvärden för NO 2 i de flesta miljöer. Metodbeskrivning Ett flertal metoder har tidigare relativt utbrett använts för aktiv mätning av NO 2 i såväl bakgrunds- som urbanluft, baserade på absorption i vätskemedium, t ex Saltzman-metoden (UNEP, WHO, 1994) och TGS-ANSA metoden (UNEP, WHO, 1994; NILU, 1977). Gemensamt för samtliga dessa metoder är nackdelarna med hantering av giftiga kemikalier i vätskeform samt interferens- och lagringsproblem. Den numera mest använda aktiva metoden för NO 2 i Sverige (för bestämning av dygnsmedelvärden inom EMEP-nätet och Urbanmätnätet) utgörs av ett impregnerat glasfilter, se Figur 3 (Ferm, 1992). Den har flera fördelar jämfört med aktiva metoder som bygger på absorption i vätskemedium, t ex vid transport och lagring av prover samt eliminerad kemikalieexponering vid provbyten. Luft av ett flöde på ca. 0.4 liter per minut sugs med hjälp av en pump genom ett sintrat glasfilter (porstorlek 40-60 µm) impregnerat med en sorbent vilken stökiometriskt omvandlar NO 2 till nitrit, NO 2 -, på filtret. Mängden absorberad nitrit analyseras spektrofotometriskt - efter lakning av filtret med avjoniserat vatten och tillsats av färgreagens - genom s k Flow Injection Analysis (FIA). Provtagen luftvolym bestäms med gasmätare. Provtagningen av NO 2 kan automatiseras med en provtagare utrustad med åtta kanaler, se Figur 4. Figur 3 Sintrat glasfilter för aktiv provtagning av NO 2 Prestanda Mätområde: Figur 4 Veckoprovtagare för halvautomatisk provtagning av NO 2 En övre gräns för metodens mätområde uppskattas till 1000 µg/m 3 för ett 24-timmarsprov. 9

Tidsupplösning: Den oftast använda tidsupplösningen med metoden är ett dygn, men mätningar med en upplösning av storleksordningen timmar är tekniskt möjliga i mer föroreningsbelastade miljöer samt vid personburna provtagare. Detektionsgräns: Ca. 0.7 µg/m 3 (NO 2 ) för ett dygnsprov vid ett provtagningsflöde på 0.4 liter per minut. Detektionsgränsen kan sänkas genom ett ökat provtagningsflöde ned till i bästa fall ca.0.2 µg/m 3. Precision/repeterbarhet: Såväl repeterbarhet (överensstämmelsen mellan parallella mätningar med metoden) som precision utläst som överensstämmelsen med kontinuerligt registrerande metoder för NO 2 (kemiluminescens och DOAS) har uppskattats till bättre än 5%. Interferenser/begränsningar: De enda interferenser som kunnat påvisas är från salpetersyrlighet, HNO 2, och peroxiacetylnitrat, PAN, vilka i de flesta fall är negligerbara. Kvalitetssäkring, kalibrering Behov av kalibrering av själva provtagningsmetoden i fält föreligger ej. Kvalitets-säkringen i fält består i att sörja för så kort uppehållstid som möjligt för provluften från provluftsintaget fram till filtret och att använda provluftsslangar i inert material, t.ex. decoron eller teflon, för att undvika förluster av NO 2. Vidare bör precisionen hos gasmätaren kontrolleras regelbundet mot referensmetod för luftvolymsbestämning (s.k. våtgasur). Nitritanalyserna bör utföras av ett ackrediterat laboratorium. Tillsyn, underhåll, service För att minimera tid och kostnader för provbyten genomförs mätningarna oftast med hjälp av halvautomatisk provtagare, s.k. veckoprovtagare ( sequential sampler ), som kan laddas med upp till åtta provtagare och automatiskt kopplar in en ny provtagare för mätning efter varje dygnsskifte, se Figur 4. Vid bestämning av dygnsmedelvärden begränsas då provbytes- och tillsynsfrekvensen till en gång per vecka. Veckoprovtagaren är praktiskt taget underhållsfri och endast undantagsvis i behov av service. Kostnader Mätkostnaden för ett halvår för dygnsprovtagning, om man bortser från kostnader för provbyten och tillsyn, uppgår till ca. 25.000 kr, inklusive validering av rådata. Provbytes- och tillsynskostnaden kan grovt uppskattas till 10-20.000 kr per halvår, främst beroende på restid till och från mätstationen. 10

I.4 Kväveoxider NO 2/NO/NOx - passiv mätning Användningsområden Den passiva metoden för NO 2 är utprovad och validerad för mätningar i ett flertal miljöer, vilket gör den lämplig som förstahandsmetod vid bestämning av långtidsmedelvärden för NO 2 i de flesta miljöer. Metoden kan också användas som personburen provtagare vid exponerings mätningar. Metodbeskrivning Olika provtagare för passiv (diffusiv) mätning av NO 2 i omgivningsluft har utvecklats sedan slutet av 80-talet (Ferm, 1997, Mulik et al., 1989, Lewis et al., 1985), vilka använts rutinmässigt i stor skala inom såväl nationella som internationella luftövervakningsprogram. Provtagningsprincipen för diffusionsprovtagare baseras på molekylär termisk diffusion. Den drivande kraften är koncentrationsskillnaden mellan luften närmast adsorbenten och omgivande luft på så vis att masstransporten är proportionell mot antalet molekyler och diffusionen strävar efter att utjämna koncentrationsskillnaderna. Masstransportens storlek beror av rörets tvärsnittsarea, diffusionssträckan, omgivningshalten samt diffusionskonstanten, som är en teoretisk konstant specifik för varje luftförorening. För att skydda provet från vindförhållanden som skapar en turbulent diffusion inne i provet skyddas inloppet med ett tunt poröst membran. Den i Sverige mest använda passiva NO 2 -provtagaren baseras på samma kemiska princip som den aktiva provtagaren för NO 2. Under senare år har även passiva provtagare för NO x (NO+NO 2) utvecklats, se Figur 5 (Svanberg et al., 1995). Den kemiska principen liknar den för NO 2 -provtagaren, med undantag för att en organisk radikal har tillsatts det absorberande filtret för oxidation av NO till NO 2 innan överföringen till nitrit. Parallella mätningar med både NO x- och NO 2- provtagaren möjliggör även bestämning av NO-halten som differensen mellan NO x- och NO 2- halten. Figur 5 Passiva provtagare för NO 2 och NO x. Prestanda Mätområde: En övre gräns för mätområdet för NO 2 -provtagaren uppskattas till 400 µg/m 3 för ett månadsprov och cirka 1600-2000 µg/m 3 som veckoprov. En övre gräns för mätområdet för NO x -provtagaren är ännu ej fastställd. 11

Tidsupplösning: Detektionsgräns: Passiv mätning av NO 2 sker oftast på månadsbasis. Passiv mätning av NO x sker oftast på veckobasis, eftersom längre provtagningstid än två veckor ej rekommenderas i detta fall. I föroreningsbelastade miljöer, såsom tätortscentra eller i kraftigt trafikpåverkade miljöer, kan man dock minska provtagningstiden till ett dygn. För NO 2 vid månadsprovtagning ca. 0.1 ug/m 3. För NO x vid veckoprovtagning ca. 1 ug/m 3. För dygnsprov av NO 2 och NO x uppgår detektionsgränsen till ca. 5 ug/m 3. Precision/repeterbarhet: Repeterbarheten (överensstämmelsen mellan parallella mätningar med metoden) har uppskattats till ca. 5%. Precisionen, utläst som överensstämmelsen med den aktiva metoden för NO 2 och kontinuerligt registrerande metod för NO 2 (kemiluminescens), har uppskattats till ca.15%. Interferenser/begränsningar: I likhet med den aktiva mätmetoden för NO 2 har den passiva metoden inga betydande interferensproblem. Under vissa, ännu ej klarlagda omständigheter, kan den organiska radikalen för omvandling av NO till NO 2 i den passiva NO x -provtagaren förbrukas innan provtagningsperiodens slut, vilket ger databortfall (att radikalen är slutförbrukad framgår i den våtkemiska analysen). Vid låg NO/NO 2 kvot, vilket främst förekommer i mindre belastade ytterområden, kan problem med provtagningen uppstå. Kvalitetssäkring, kalibrering Metoderna kräver ingen kalibrering i fält. Mätningar bör genomföras med dubbelprov som extra kvalitetskontroll. Kontroll av att sorbenten (och för NO x -provtagaren den organiska radikalen) finns i överskott kan behöva ske i samband med analysen. Analyserna bör utföras av ett ackrediterat laboratorium. Tillsyn, underhåll, service Behovet av tillsyn sätts av provbytesfrekvensen, som normalt är en månad (NO 2 ) respektive en vecka (NO x ). Inget egentligt behov av underhåll och service i fält. Undantagsvis behöver stativ och hållare för provtagarna bytas ut. Kostnader På grund av att byten måste ske manuellt blir metoden kostsam vid provtagning kortare perioder än en vecka. Kostnaden för ett dubbelprov av NO 2 är cirka 450 kr. Kostnaden för ett dubbelprov av NO x är cirka 650 kr och då ingår även bestämning av NO 2-halten. 12

1. Inledning 1998 utarbetade IVL på uppdrag av Vägverket en handbok för mätning av trafikrelaterade luftföroreningar. Under 1999 fick SMHI uppdraget av Vägverket att utarbeta en beräkningshandbok för vägtrafikens luftföroreningar. Underkonsulter var IVL Svenska Miljöinstitutet AB, Aspen Utvecklings AB och Väg- och transportforskningsinstitutet (VTI). I slutet av 2000 fick IVL i uppdraget att uppdatera samt sammanfoga de båda handböckerna till en gemensam handbok. Kapitlet om emissioner har uppdaterats av Aspen Utveckling AB och kapitlen som berör meteorologi och modellering har uppdaterats av SMHI. 1.1. Handbokens syfte och innehåll Syftet med handboken är att den ska utgöra en vägledning för planering och övervakning av luftkvalitet med avseende på trafikrelaterade luftföroreningar. Luftkvalitetsövervakning behövs för att skapa ett underlag för att, utifrån gällande gränsvärden, miljökvalitetsnormer och riktvärden kunna bedöma om luftkvaliteten är acceptabel. Handboken är tänkt att ge en vägledning för hur mätningar av trafikrelaterade luftföroreningshalter samt beräkningar av utsläpp och halter av trafikrelaterade luftföroreningar bör göras. Handboken är också tänkt att vara ett hjälpmedel i valet mellan mätningar och beräkningar till exempel vid planering respektive uppföljning av vidtagna åtgärder, identifiering av hälso- och miljörisker samt utsläppskällor. Frågeställningarna är emellertid inte enkla. De berör kunskap inom vitt skilda områden, från motorteknik, utsläpp, luftföroreningar och meteorologi till hälso- och miljöeffekter. Handboken syftar därför också till att presentera en grundläggande genomgång av problemställningarna. Handboken består huvudsakligen av följande delar: Beskrivning av tillståndet i Sverige med avseende på luftkvalitet och emissioner samt miljömål för luftkvalitet och utsläpp (IVL). Emissioner som delats in i tre olika delar - Motorteknik, reningsteknik och bränslen (Aspen Utvecklings AB) - Emissioner och emissionsmodeller (VTI) - Emissionsdatabaser (SMHI) Strategi för övervakning (IVL) Meteorologi och atmosfärskemi för tillämpade spridningsmodellering (SMHI) Tillämpade spridningsmodeller (SMHI) Sammanställningar av mätmetoder samt emissions- och spridningsmodeller görs i separata kataloger. Nedan visas en schematisk bild av hur emissionerna från en väg uppstår och hur de sedan i olika steg sprids och omvandlas för att slutligen komma i kontakt med människa och miljö och ge upphov till effekter. Huvuddelen av det som tas upp i Figur 1.1 behandlas i handboken, frånsett exponering som är tänkt att inkluderas i en senare version. 13

1.2. Mätning eller beräkning? Mätningar och beräkningar kompletterar varandra. Mätningar utgör som regel grunden för övervakningsprogram av luftföroreningar. De ger den mest direkta informationen om föroreningsförhållandena vid mätplatsen. Enbart mätningar kan dock inte användas för att förklara samband mellan halter och utsläpp. Tolkning av mätdata i termer av käll-receptor relationer, emissions data, meteorologiska data etc. kan bara göras med hjälp av modeller. Det är ofta nödvändigt att komplettera mätningarna med emissionsinventeringar och modellberäkningar. Detta har uppmärksammats i EU:s nya ramdirektiv där en kombinerad användning av luftkvalitetsmätningar, emissionsinventeringar och modellering rekommenderas för att beskriva luftkvalitet. Medan mätningar i bestämda punkter i första hand ger information om föroreningssituationen i mätpunkten och dess variation i tiden, kan spridningsmodeller ge en ökad information genom att beräkna koncentrationsfält som funktion av tiden och på olika rumsliga skalor. Modeller är också användbara för en första uppskattning av luftkvaliteten i områden där mätresultat saknas och i samband med prognoser. Mätningar behövs som indata till och för verifiering av modeller. 14

2. Tillståndet i Sverige 2.1. Luftkvalitetssituationen 2.1.1. Tätortsluft För att spegla den allmänna luftkvalitetssituationen i en tätort utförs mätningar i s.k. urban bakgrund, vanligtvis ovan tak, i den del av en tätort där man kan förvänta den högsta medelbelastningen och där människor mer än undantagsvis uppehåller sig. Mätningarna utförs främst under vinterhalvåret då normalt de högsta föroreningsbelastningarna förekommer för kvävedioxid (NO 2 ), svaveldioxid (SO 2 ), sot samt lättflyktiga kolväten (VOC). Sedan vinterhalvåret 1986/87 har mätningar av trafikrelaterade luftföroreningar utförts i ett antal av landets kommuner inom Urbanmätnätet. Mätningarna är ett samarbete mellan IVL Svenska Miljöinstitutet och landets kommuner (Svanberg, m.fl. 2000). Vanligtvis deltar ett femtiotal kommuner i Urbanmätnätet varje vinterhalvår och sedan start har ca 1/3 av landets kommuner deltagit under åtminstone något vinterhalvår. Mätningarna ger ett gediget underlag för trendanalyser av luftkvalitetsutvecklingen i tätorter. Ett tjugotal kommuner utför även mätningar i egen regi (bl.a. Göteborg, Malmö, Stockholm, Helsingborg, Lund) (SCB 2000a). För att kontrollera huruvida de gällande gränsvärdena innehålls eller inte, krävs oftast också kompletterande uppgifter om den mest belastade punkten, vanligen en mindre yta i ett gaturum med dålig ventilation. Mätningar i gaturum har inte skett i samma omfattning som i urban bakgrund. I SCB (2000a) ägnas dock ett särskilt avsnitt till de fåtal mätningar som har gjorts i gatumiljö. Samband mellan urban bakgrund och gaturum från de mätningar som utförts används därför ofta för att uppskatta halter i den mest belastade punkten (Brorström Lundén m.fl. 1997). Sedan vinterhalvåret 1986/87 har NO 2 halterna i tätorter minskat med ca 40 % till följd av emissionsminskningar främst tack vare katalysatorns införande, se Figur 2.1. De senaste åren har den årliga minskningstakten börjat avta. Vinterhalvårsmedelvärden för NO 2 i de kommuner som utfört mätningar 1999/2000 låg mellan 7 och 25 µg/m 3. I gaturum kan dock halterna vara 1.5-2 gånger högre har jämförande studier visat (Brorström Lundén m.fl. 1997). För SO 2 gäller att halterna minskade snabbt under de första åren för att sedan plana ut vid en låg, jämn nivå på mellan 0.5-3.5 µg/m 3, vilket är i haltnivå med bakgrundsstationerna, se Figur 2.2. Sotmätningar har bl.a. mätts inom URBAN-projektet. Sot representerar den andel av de inandningsbara fina partiklarna (4-7 µm) som utgörs av svarta partiklar. Sothalterna minskade kraftigt från 60-talet till mitten av 80-talet, därefter har minskningen varit relativt liten och delvis dolts av stora mellanårsvariationer. Vinterhalvårsmedelvärdena av sot låg vinterhalvåret 99/00 under 10 g/m 3 i svenska tätorter. För inandningsbara partiklar i form av PM 10 och PM 2.5 har underlaget varit väldigt bristfälligt. Ett fåtal kommuner, bl.a. Stockholm, Göteborg och Malmö har mätt PM 10 i taknivå. Vinterhalvårsmedelvärden av PM 10 i dessa kommuner ligger mellan 10-15 µg/m 3. Under 1999 startade ITM luftlaboratoriet ett projekt 15

för att bestämma halterna av inandningsbara partiklar i svenska tätorter och i bakgrundsområden (Areskoug, 2001). Mätningar gjordes på landsbygd på två platser, i urban bakgrund i sex städer och i fem gaturum i fyra tätorter. EU:s gränsvärde för PM10 som börjar gälla 2005 överskreds i gaturummen i Stockholm (Hornsgatan) och Göteborg (E6/Gårda och Järntorget). Den huvudsakliga orsaken till överskridandena var uppvirvlat vägdamm. Från och med vinterhalvåret 2000/2001 har deltagande kommuner i Urbanmätnätet även erbjudits mätningar av PM 10 och/eller PM 2.5. Figur 2.1 Beräknad årlig emission i ton (högra värdeaxeln) av NO X från personbilar, från hela vägtrafiksektorn och i tätorter, nationella vinterhalvårsmedelvärden av NO 2 i ug/m 3 (vänstra värdeaxeln) beräknade som ett medeltal för 15 tätorter, samt katalysatorbilarnas %-andel av trafikarbetet (vänstra värdeaxeln). Källor, halter Svanberg m.fl. (2000), övriga data Vägverket (2000). 16

Figur 2.2 Nationella vinterhalvårsmedelvärden (ug/m 3 ) och vinterhalvårsmedelvärden för de sydliga bakgrundsstationerna av SO 2, 1986/87-1999/00. Lättflyktiga kolväten (VOC) visar också en starkt nedåtgående tendens de 8 vinterhalvår som mätningar av VOC pågått inom Urbanmätnätet. Uppmätta halter för vinterhalvår 1999/2000 är för bensen i urban bakgrund mellan 1.5-3.5 µg/m 3, men studier har visat att halterna av bensen i gaturummet kan vara en faktor 2 10 gånger högre (Brorström Lundén m.fl. 1997). I Tabell 2.1 har typiska haltintervall i tätorter sammanställts tillsammans med typiska bakgrundshalter. 2.1.2. Bakgrundsluft Mätningar av NO 2, SO 2, sot och marknära ozon (O 3 ) utförs i bakgrundsluft på sex stationer i Sverige inom EMEP-nätet, ett europeiskt samarbetsprojekt. Dessa stationer som sedan 1979 drivs av IVL på uppdrag av Naturvårdsverket, syftar till att ge den långdistanstransporterade andelen av föroreningsbelastningen. Vinterhalvårsmedelvärdena av SO 2 i bakgrundsområden 1999/2000 låg mellan 0.5-1 µg/m 3, NO 2 mellan 1-8 µg/m 3 och sot mellan 1-2 µg/m 3. För O 3 förekommer normalt den högsta medelbelastningen under våren, i april och maj, till följd av att solljuset gynnar ozonbildningen. Ozonbelastningen under sommarhalvåret ligger mellan 60 µg/m 3 i norra Sverige och ca 70 µg/m 3 i södra Sverige, medan vinterhalvårsmedelvärdet är ca 60 µg/m 3 i norr och 45 µg/m 3 i söder (Kindbom, 1998). NO 2 halten i bakgrundsluft har sedan 1985 minskat med ca 80% i norr och ca 25-30% i södra Sverige (Persson 2000). För sot har det skett en tydlig minskning i bakgrundsluft med i genomsnitt 0.4-0.5 µg/m 3 per år mellan 1986/87 och 1997/98. Regionala bakgrundsmätningar syftar främst till att beskriva belastningen i en till tätort angränsande landsbygd för att göra det möjligt att urskilja det lokala bidraget till luftkvaliteten i en tätort. Inom Urbanprojektet mättes vinterhalvåret 1999/2000 den regionala bakgrunden av SO 2 och NO 2 i anslutning till 22 tätorter och O 3 i anslutning till 24 tätorter, se Tabell 2.1. 17

Tabell 2.1 Urban bakgrund Generellt Regional bakgrund Bakgrund gaturum SO 2 1-7 0.2-2.5 0.5-1.5 NO 2 9-35 15-60 2.5-20 1-8 Sot 3-8 6-15 1.5-3.5 1-3 Bensen 1.5-3.5 3-30 PM 10 10-15 15-30 8-12 O 3 35-45 40-55 45-7 Typiska intervall av vinterhalvårsmedelvärden (µg/m 3 ) under 1999/2000 i olika miljöer. 2.2. Nedfall De föroreningar som finns i luften deponeras förr eller senare till mark och vegetation, antingen genom direkt deposition av gas och partiklar, torrdeposition, eller löst i nederbörden, våtdeposition. Våtdepositionen av främst svavel och kväve, men också baskatjoner mm, över Sverige följs upp genom mätningar i bakgrundsområden. Mätningarna utförs av IVL inom ramen för den nationella miljöövervakningen vid Naturvårdsverket. Nedfallet i Sverige härrör både från egna utsläpp och från långdistanstransporterade föroreningar som släppts ut i andra länder. Genom att utnyttja de uppmätta halterna i nederbörd och luft görs årligen modellberäkningar av det totala nedfallet över Sverige. Beräkningarna görs med den s.k. Sverigemodellen vid SMHI. En redovisning av Sverigemodellen ges i Persson m.fl. (1995, på svenska) och i Langner m.fl. (1996, på engelska). I Figur 2.3 och 2.4 åskådliggörs Sveriges eget bidrag till nedfallet, bidraget från andra länder och summan av båda. Generellt avtar nedfallet av såväl svavel som kväve från söder mot norr i landet. Det totala svavelnedfallet varierar inom intervallet 0.9-0.1 g S/m 2 och år och nedfallet av kväve mellan ca 1.5-0.1 g N/m 2 och år (Kindbom m.fl. 1998). Både deponerat svavel och kväve bidrar till försurning av mark och vatten, men effekterna av depositionen varierar beroende på försurningskänsligheten i olika ekosystem. Begreppet kritisk belastning används för att beskriva den största deposition ett område eller ett ekosystem kan utsättas för utan att negativa effekter uppstår. Vid beräkningar av kritisk belastning bör den kombinerade effekten av belastningen av svavel och kväve beaktas. Man frångår därmed mer och mer tidigare ansatta värden på kritiska belastningsgränser för enskilda komponenter. Svavel, i form av sulfat, har i princip enbart försurande effekt medan deponerat kväve, beroende på ekosystemets karaktär och markens beskaffenhet, kan fungera som ett näringsämne eller bidra direkt till försurningen. Den kritiska belastningen för försurning överskrids i stora delar av Sverige, kraftigast i södra delen av landet. 18

Figur 2.3 Jämförelse mellan beräknade årsmedelvärden av a) Sveriges regionala bidrag, b) långtransportbidrag och c) totalt för torr- + våtdeposition av svavel (mg S/m 2 ). Isolinjer för 5, 10, 25, 50, 100, 200, 300, 400, 500, 600, 750, 1000, 1250, 1500 och 2000. 19

Figur 2.4 Jämförelse mellan beräknade årsmedelvärden av a) Sveriges regionala bidrag, b) långtransportbidrag och c) totalt för torr- + våtdeposition av NO x -kväve (mgn/m 2 ). Isolinjer för 5, 10, 25, 50, 100, 200, 300, 400, 500, 600, 750, 1000, 1250, 1500 och 2000. Av de utsläpp som sker i Sverige beräknas ca 10% av svavlet, ca 15% av oxiderat kväve (NO x ) och i storleksordningen 30% av reducerat kväve, NH x, deponeras inom landet (DNMI 1998, Kindbom m.fl 1998). Resten transporteras utanför landets gränser och deponeras till havet eller till andra länder. Den största importen av föroreningar till Sverige sker av svavel från Tyskland, Polen och Storbritannien. De största bidragen till NO x depositionen härrör från Tyskland, Sverige och Storbritannien medan deponerat reducerat kväve främst har sitt ursprung i Sverige, Tyskland och Danmark (DNMI 1998). Mätningarna i bakgrundsområden har pågått i mer än 15 år, och förändringarna i våtdeposition har för svavel varit stora medan kvävedepositionen minskat i mindre omfattning. Våtdepositionen av sulfat-svavel sjönk kraftigt runt 1989-90, vilket sammanföll bl a. med de politiska omvälvningarna i östeuropa, då många anläggningar med stora emissioner av svavel stängde. Totalt har våtdepositionen av sulfat-svavel som medelvärde 20

över landet minskat med i storleksordningen 50% sedan början/mitten på 1980-talet. Detta stämmer med rapporterade minskningar av emissioner av svavel i Europa, där utsläppen minskat mer än 50% sedan 1980 (DNMI 1998). Våtdepositionen av oxiderat och reducerat kväve har inte minskat lika påtagligt, men generellt över Sverige har våtdepositionen under de senaste åren minskat med i storleksordningen 10-15% jämfört med nivåerna under 1980 och början på 1990-talet. Emissionerna i Europa som helhet har under samma period minskat i motsvarande grad (DNMI 1998). 2.3. Utsläpp Utsläpp till luft 1990, 1995 och 2000 totalt och från vägtrafik, det vill säga personbils-, lastbils- och busstrafik samt motorcyklar och mopeder samt utsläppsutvecklingen kan ses i Tabell 2.2 (SCB, 2002). Utsläppen av SO 2 från vägtrafik har minskat med ca 95% de senaste 20 åren främst till följd av övergång till svavelfattigare dieselbränslen. De mest betydande källorna för SO 2 emissioner är från industriprocesser samt värme- och ångproduktion. Vägtrafiken står för ca 45% av de totala NO x -emissionerna (exklusive bunkring) och arbetsmaskiner och arbetsfordon, står för ca 25% (SCB, 2002). Av vägtrafikens NO x emissioner härrör ca 38% från personbilar (95% av bensindrift, 5% dieseldrift), ca 55% från lastbilar (8% bensindrift och 92% dieseldrift), ca 7% från bussar och ca 0,2% motorcyklar/mopeder (SCB, 2002) (Vägverket, 2002). Utsläppen av NO x minskar i takt med att andelen katalysatorbilar ökar och gamla bussar och lastbilar ersätts med nya. Katalysatorrenade fordon utgjorde 1 januari 2000 78 procent av de bensindrivna personbilarnas trafikarbete (Vägverket, 2002). Utsläppen av lättflyktiga kolväten (VOC) har minskat till följd av införandet av katalysatorer, system för minskad avdunstning av bränsle för fordon samt införandet av miljöklassad bensin där benseninnehållet minskat från maxinnehåll av 5% till mindre än 1% bensen i nuvarande MK1 bensin. Denna kvalitet ersatte nästan helt MK2 bensinen under år 2000 (SCB, 2001). Av de totala NMVOC utsläppen svarar vägtrafiken för ca 20% (exklusive bunkring). Polyaromatiska kolväten (PAH) sprids främst genom däckslitage, men även till viss del från vägslitage. PAH spridningen från däckslitage synes mängdmässigt överstiga utsläppen av polyaromater från avgasröret på katalysatorrenade personbilar eller tung trafik som drivs med miljöklassat bränsle (Ahlbom, 1994). För växthusgasen CO 2 s utsläpp gäller att vägtrafiken svarar för ca 32% av de totala utsläppen, ca 19% kommer från energisektorn och ca 22% från tillverknings och byggindustrin (exklusive bunkring). Omkring 65% av vägtrafikens utsläpp härrör från bensindrivna fordon. Av dieselfordonens utsläpp av CO 2 kommer ca 67% från tunga lastbilar, 12% från bussar, 10% från lätta lastbilar och 11% från personbilar (SCB, 2002). Metan (CH 4 ) och lustgas (N 2 O) är också två växthusgaser för vilkas emissioner vägtrafiken svarar för ca 4% respektive ca 8% (SCB, 2002). CH 4 är den andra stora växthusgasen, efter CO 2, och nära en femtedel av växthuseffekten beror på ökande antropogena metan emissioner. Dock tror man att en 10 procentig minskning av metan emissionerna räcker för att 21

stabilisera metankoncentrationerna i atmosfären jämfört med en 60 procentig minskning av CO 2 för att nå samma resultat (COM (96) 557). Vägtrafiken antas stå för ca 10-20% av de totala PM 10 utsläppen (Johansson, 2001). Dessa utsläpp består ungefär av lika andelar avgaspartiklar och partiklar från slitage av vägbana, däck och bromsar. För Stockholm har nyligen uppskattats att 10% av PM 10 utsläppen kommer från vägtrafiken medan energiproduktion, främst vedeldning, står för 70% (Johansson, 1998). Bättre bränslen och motorer har lett till renare dieselavgaser och därmed mindre mängder sot och inandningsbara partiklar. Antalet partiklar från dieseldrivna bilar utan partikelfilter är större än för bensindrivna bilar. Dock påverkas emissionerna av partiklar från bensindrivna fordon mer av temperatur och körsätt än motsvarande dieseldrivna fordon. Under senare år har det börjat dyka upp dieseldrivna personbilar med partikelfilter på marknaden. Dessa har mycket låga partikelemissioner t.o.m. lägre än motsvarande bensindrivna personbilar (Ahlvik, 2002). Dieseldrivna personbilar hade en topp i försäljningen i slutet av 90-talet på 11 procent av nybilsförsäljningen men har sedan dess legat på en låg och jämn nivå på ca 5-7 procent (BILSWEDEN, 2001). Andelen dieseldrivna personbilar var 1 januari 2000 4.6% (Vägverket, 2002). Vägtrafik är också en betydande källa till spridning av bl a koppar (Cu), bly (Pb), zink (Zn), brom (Br), antimon (Sb), barium (Ba) och platina (Pt). Utsläppen kommer främst från avgaser, smörjoljor, korrosion, däck, vägbana, katalysatorer och bromsbelägg (Sternbeck, 1999). Pb i avgaser är, till följd av förbud mot blyhaltig bensin, i det närmaste obefintligt. Utsläppen av metaller från slitage av bromsbelägg domineras främst av Cu, Zn och Pb. Bara i Stockholm härrörde 1998 totalt ca 4400 kg Cu/år, 1000 kg Zn/år samt 680 kg Pb/år från bromsbelägg (Westerlund, 1998). Vägtrafiken står för ca 56 % av de totala CO utsläppen varav ca 84 % härrör från personbilar (SCB, 2002). 1999 släpptes ca 55 500 ton ammoniak (NH 3 ) ut i Sverige, ca 90% härrörde från jordbruket, 7% från vägtrafik resterande del kom från energiproduktion och industriprocesser (NO x - rening) (SCB, 2000c). 1990 från vägtrafik 1995 från vägtrafik 2000 från vägtrafik 2000 totalt 2 1000 ton 1000 ton 1000 ton 1000 ton 3 SO 2 8.0 1.7 0.5 58 NO x 178 150 112 247 3 CO 2 16871 17346 17885 55855 CH 4 21 18 11 280 N 2 O 1.0 1.2 1.7 22 CO 844 718 466 830 NMVOC 182 142 82 418 NH 3 3.8 1 55.5 22

Tabell 2.2 Utsläppsstatistik för Sverige (SCB, 2002) 1) Avser år 1999 enligt SCB (2000c). 2) Exklusive sänkor, biobränslen och bunkring 3) Siffrorna för vägtrafikens utsläpp av CO 2 och SO 2 skiljer något från de som Vägverket redovisar i sin sektorsredovisning (Vägverket, 2002) detta beror på att Vägverkets beräkning utgår från förbrukad mängd bränsle, till skillnad från de siffror som SCB anger som utgår från levererad mängd, vilket för enstaka år kan ge olika resultat på grund av lagring av bränsle. Vägverket redovisar följande siffror för vägtrafikens utsläpp CO 2 ; 1990 17,6 Mton, 1995 17,7 Mton, 2000 18,6 Mton, SO 2 ; 1990 9,7 kton, 1995 1,5 kton, 2000 0,7 kton. 2.4. Referenser till kapitel 2 Ahlbom, J., Duus, U. (1994) Nya hjulspår-en produktstudie av gummidäck. KEMI 6/94 Ahlvik, P., (2002), Environmental and Health Impact from Modern Cars, Vägverket publikation 2002:62 Areskoug H. m.fl. (2001) Kartläggning av inandningsbara partiklar i svenska tätorter och identifikation av de viktigaste källorna, delrapport 23/2 2001. ITM/Naturvårdsverket BILSWEDEN (2001) Bilismen i Sverige 2001 Brorström-Lundén m fl. (1997) Luftkvalitetssituationen i svenska tätorter fram till år 2007. IVL rapport L97/100 COM (96) 557 Strategy paper for reducing methane emissions, The European Commission DNMI (1998) Transboundary Acidifying Air Pollution in Europe. MSC-W Status Report 1998 Part 1 and 2. Co-operative programme for monitoring and evaluation of the long-range transmission of air pollutants in Europe. Norwegian Meteorological Institute, Oslo. Johansson, C., m fl (1998) The Stockholm Study on Health Effects of Air Pollution and their Economic Consequences (SHAPE), part 1, AQMA Report 6:98 (Vägverket) Johansson, H. (2001) Bensin eller dieseldriven personbil vad är bäst för miljön, Vägverket publikation 2001:40 Kindbom, K. m.fl. IVL, Persson C. m.fl. SMHI (1998) Nationell miljöövervakning av luftoch nederbördskemi, IVL Rapport B 1289 Langner, J., Persson, C., Robertson, L., Ullerstig, A. (1996). Air Pollution Assessment Study Using the MATCH Modelling System. Applications to sulphur and nitrogen compounds over Sweden 1994. SMHI RMK No. 69. Persson, C., Langner, J., Robertson, L. (1995). Regional spridningsmodell för Sverige. Regional luftmiljöanalys för år 1991. Naturvårdsverket rapport 4386. Persson, K., Omstedt, G., Lenner, M., Kindbom, K., Lindskog, A. (2000) Trender av trafikrelaterade luftföroreningar och emissioner från vägtrafik. IVL rapport L-99/78 SCB (2000a) Luftkvalitet i tätorter 1999/2000, Statistiska meddelanden MI 24 SM 0001 SCB (2000c) Utsläpp till luft av ammoniak i Sverige, Statistiska meddelanden MI 37 SM 0001 SCB (2001) Bränslen. Leveranser och förbrukning av bränsle fjärde kvartalet 2000 EN 31 SM 0101 23

SCB (2002) Utsläpp till luft i Sverige, Statistiska meddelanden MI 18 SM 0201 Sternbeck, J., Östlund, P (1999) Nya metaller och metalloider i samhället. IVL-rapport preliminär Svanberg, P-A.; m fl (2000) Luftkvaliteten i Sverige sommaren 1999 och vintern 1999/2000 Rapport B-1388 Vägverket (2002) Sektorsredovisning 2001, Vägverket publikation 2002:54 Westerlund, K-G., SLB (1998) Metallemission från trafiken i Stockholm-slitage av bromsbelägg. SLB rapportnr 2:98 24

3. Effekter av olika luftföroreningar 3.1. Hälsoeffekter av olika luftföroreningar Luftföroreningar kan ge olika effekter på människors hälsa, t ex luktstörningar, irritationer av slemhinnor samt akuta och kroniska luftvägseffekter. Olika luftföroreningar ger effekt på olika nivåer i luftvägarna. Gasformiga luftföroreningar som är lätt lösliga i vatten angriper framför allt slemhinnan i de övre luftvägarna medan mindre vattenlösliga gaser kan nå långt ner till de fina luftrören och alveolerna i lungorna. På liknande sätt fastnar stora partiklar (>10 µm) ofta i de övre luftvägarna medan små partiklar kan nå alveolerna i lungorna. Luftvägarnas infektionsförsvar kan försämras vid exponering för luftföroreningar och det diskuteras även att exponering för luftföroreningar kan orsaka en ökad risk för utveckling av allergi. Cancerframkallande ämnen: Utvecklingen av cancer är sannolikt en flerstegsprocess som också har reparationsmekanismer. Risken att få cancer ökar starkt med åldern. Livsstilen är en viktig orsak till cancer. Skillnader i kost-, rök- och alkoholvanor överskuggar miljöfaktorerna som orsaker till cancer. Även ärftliga faktorer påverkar sannolikheten för tumöruppkomst. Vissa luftföroreningar och andra miljöföroreningar kan dock ge upphov till eller medverka till cancersjukdomar. Luftföroreningarna beräknas ge ca 100 lungcancerfall och mellan 100 och 1000 cancerfall årligen i Sverige (Cancerkomittén, 1984). Kända luftföroreningar som medverkar vid uppkomsten av cancer är t ex: - Polycykliska aromatiska kolväten, PAH, varav bens(a)pyren (BaP) är den mest välkända indikatorn. En stor andel av den totala mutageniciteten från partiklar finns i fraktioner som innehåller PAH och PAH-derivat. - Butadien är cancerframkallande i djurförsök. Vissa alkener t.ex. eten och propen är i sig ej cancerogena men de kan bli det om ämnena metaboliseras i kroppen. Inandad eten omvandlas till etenoxid, som är cancerframkallande och genotoxiskt (även ärftliga mutationer). Propen har liksom eten en låg allmän toxicitet, men kan då propen omvandlas till propenoxid orsaka cancer (Victorin, 1992, 1998).!"!""#$%&!''()!*+, Kväve- och svaveloxiderna förhöjer möjligen den tumörinitierande effekten av polycykliska aromatiska kolväten, PAH (SNV 1993a). Svaveldioxid (SO 2 ): 25

Hälsoeffekter av svaveldioxid har observerats på andningsorganen främst hos speciellt känsliga grupper, t.ex. astmatiker. Det är främst de övre luftvägarna som påverkas av svaveldioxid. Kortvariga perioder med höga halter av SO 2 kan leda till ökat luftvägsmotstånd på grund av att de fina luftrören dras samman. En förhöjd förekomst av luftvägsinfektioner och bronkit hos barn har påvisats i områden med förhöjda SO 2 halter. WHO bedömde 1987 att de lägsta långtidsmedelvärden av svaveldioxid och sot som har förknippats med luftvägseffekter på barn och vuxna är ca 100 ug/m 3. Senare studier indikerar att effekter kan uppkomma även vid lägre halter vid långtidsexponering (SOU 1996:124). Vid exponering för 250 ug/m 3 under ett dygn, dvs korttidsexponering, och vid samtidig exponering för partiklar i samband med smog- eller inversionsepisoder, kan personer med akuta och kroniska lungeller hjärtsjukdomar få andningsbesvär, hosta och ökat luftvägsmotstånd. Kvävedioxid (NO 2 ): Kvävedioxid har liksom svaveldioxid sin huvudsakliga verkan på andningsorganen. Vid låga halter ökar luftvägsreaktiviteten, vilket kan förstärka symptomen framför allt hos astmatiker vid exempelvis samtidig inandning av kall luft, pollen eller vid ansträngning. Astmatiker och barn är särskilt känsliga och kan påverkas akut vid halter på 200-500 ug/m 3. Vid försök med personer med allergisk astma, har kvävedioxid visats ge en förstärkt allergisk reaktion (SOU 1996:124). Vid djurförsök har långtidsexponering av NO 2 (600 ug/m 3 ) resulterat i vävnadsförändringar i lungan, och vid halter kring 900 ug/m 3 erhålls även nedsatt försvar mot infektioner. Vissa epidemiologiska studier har påvisat en ökad risk för nedre luftvägssjukdomar hos barn vid långtidsexponering för NO 2 (årsmedelvärde ca 30-100 ug/m 3 ) (Berglund et al, 1993). Marknära ozon: Ozon inverkar irriterande på andningsvägarna och ger i högre koncentrationer upphov till vävnadsskador. Ozon är mindre vattenlösligt än SO 2 och NO 2 och når därför längre ner i luftvägarna. De hälsoeffekter som kan bli aktuella när det gäller ozonexponering är: nedsatt lungfunktion, symptom och besvär från luftvägarna, ökad luftvägsreaktivitet (ökad känslighet för irriterande ämnen) och inflammatoriska effekter. Sådana effekter, liksom ett ökat intag på sjukhus för luftvägssjukdomar i samband med ozonepisoder, har påvisats vid korttidsexponering (1-6 timmar) för 160 ug/m 3. Någon säker lägsta-effektnivå har hittills inte kunnat fastläggas (Bylin et al, 1996). Någon större skillnad i känslighet hos friska personer och astmatiker föreligger ej men en påverkan på lungfunktionen är dock allvarligare hos personer med astma eller andra kroniska lungsjukdomar eftersom dessa ofta har nedsatt lungfunktion från början. I samband med fysisk aktivitet har man konstaterat en ökad känslighet (SOU 1996:124). Barn är känsliga och vissa undersökningar har visat en högre förekomst av t ex astma och nedsatt lungfunktion bland barn boende i områden med förhöjda ozonhalter (årsmedelvärde ca 60-80 ug/m 3 ). Partiklar: 26

-. - Det finns dock många olika sorters partiklar och det är inte känt vilka partiklar som skulle vara ansvariga för olika besvär och sjukdomar. Partiklars påverkan på hälsa styrs troligen såväl av dess storlek som dess kemiska innehåll. Partiklar med en aerodynamisk diameter större än ca 10 um fastnar i huvudsak i näsa, mun och svalg och misstänks huvudsakligen orsaka irritation. Vissa större partiklar som pollen kan dock orsaka och utlösa allergiska reaktioner. Partiklar som är mindre än 10 um brukar kallas inandningsbara och fastnar beroende på storlek, andningsväg, andningsmönster och eventuell luftvägssjukdom i större eller mindre andel i olika delar av luftvägarna. Partiklar som är mindre än 2.5 um kan ta sig ner till lungblåsorna medan större partiklar deponerar längre upp i luftvägarna. Den huvudsakliga påverkan på hälsan anses för närvarande orsakas av partiklar som är mindre än 2.5 um, även om de något större partiklarna också visat sig ha effekter. De mindre partiklarna innehåller oftast störst koncentration av potentiellt hälsoskadliga ämnen som metaller och tyngre organiska ämnen. De effekter som observeras är bl a påverkan på astma, lunginflammation och kronisk luftrörsinflammation (bronkit). Känsliga grupper är astmatiker, personer med andra luftvägssjukdomar samt barn. Partiklar som är under 0.1 um kallas ultrafina och misstänks via lungblåsorna kunna tränga in i kärlen och orsaka eller förvärra hjärt- och kärlsjukdomar. CO: Rökning är den största källan till hög halt kolmonoxid i blodet. Kolmonoxid från vägtrafik är främst ett problem i gatumiljö även om halterna numera är så låga i Sverige att effekter sannolikt inte uppkommer. När kolmonoxid, CO, tas upp i kroppen minskar blodets syreupptagningsförmåga vilket kan leda till påverkan på hjärtat och dess kranskärl och ge symptom framför allt hos personer med kärlkramp. Kolmonoxid kan förutom effekter på hjärtkärlsystemet även ge effekter på centrala nervsystemet vid högre halt. Effekten av kolmonoxidens blockering av syreupptagningen uppträder främst hos hjärtsjuka personer samt hos personer som utför maximal fysisk prestation. Metaller: När det gäller tungmetaller är det främst blyets hälsoeffekter som är aktuella. I takt med ökad användning av blyfri bensin har halterna i blod hos barn minskat avsevärt. Små barn har hög känslighet för bly och utgör därmed en speciell riskgrupp vad gäller påverkan på centrala nervsystemet. 27