Åtgärder som påverkar emissionerna

Går vi ett steg längre kan det diskuteras vilka åtgärder som kan påverka emissio- nerna. Vad gäller de primära emissionerna från vägbanan är dubbdäcksan- vändningen en viktig faktor. Uppföljning av partikelhalter i Oslo mellan 1992 och 2001, då dubbdäcksanvändningen pga. avgifter sjönk från 82 till 21 %, har visat att reduktionen i partikelhalter samvarierade med reduktionen i dubbdäcksanvänd- ningen (Bartonova et al., 2002). Enligt denna rapport kan en 10 %-ig reduktion i

dubbdäcksanvändning motsvara en reduktion i halten PM10 med 1 µg m-3.

Då sandning i Finland visats bidra till PM10, såväl genom nedmalning av själva

sandmaterialet som genom sandpapperseffekten kan reducerad sandning eller övergång till saltning minska halterna. Det skall dock påpekas att dessa resultat endast påvisats i laboratoriemiljö med mycket specifika förutsättningar.

Då de högsta partikelhalterna uppkommer under sen vinter och tidig vår i Sverige, Norge och Finland (se t.ex. figur 4), bör någon form av effektiva städ- insatser kunna dämpa dessa toppar. Försök i Norge, där intensifierad rengöring av

vägbana och vägkanter provades med bästa tillgängliga teknik, visade att PM10-

halterna ej påverkades av detta. Man visade även att vid torra förhållanden uppstår en balans mellan resuspenderat, borttransporterat damm och producerat, primärt slitage. På så vis uppstår inget förråd av partiklar på själva vägbanan. Vid fuktiga förhållanden däremot byggs ett förråd upp, som dock snabbt töms då vägbanan torkar upp (Larssen och Haugsbakk, 1996).

Det finns dock många möjligheter till effektivare rengöring, såväl genom för- ändrade strategier, dvs. när och var insatser görs, som genom effektivare metoder.

Till exempel har s.k. PM10–certifierade rengöringsfordon utvecklats i Kalifornien,

med delvis andra tekniker än vad som ännu provats under nordiska förhållanden (Gustafsson, 2002).

6 Diskussion

Som tidigare nämnts ligger fokus i denna rapport på hur emissionsfaktorer för slitage- och resuspensionspartiklar hanteras i olika modeller, varför denna diskussion i huvudsak behandlar rimligheten i olika angreppssätt.

Vad gäller de primära emissionerna för beläggning, däck och bromsar före- ligger egentligen inget annat än ett antal mätningar i laboratoriemiljö eller upp- skattningar baserade på mätdata i omgivningen. Vilka värden som väljs för modellerna beror på vilka som anses mest lämpade och trovärdiga för den miljö och de förutsättningar modellen är avsedd för. De emissionsfaktorer för olika fordonskategorier som används idag ligger inom ett relativt stort intervall, men inom ungefär samma tiopotenser. Det råder dock en brist på representativa data, som dessutom kan förväntas förändras över tid pga. en ständigt pågående mate- rialutveckling. Till exempel används i MOBILE 6 fortfarande partikelemissioner från bromsar, som uppmättes i början av 80-talet.

Partiklar från beläggning ter sig i dagsläget vara den mest svårbestämda posten av de primära utsläppen. Samtidigt finns ett förhållandevis bra dataunderlag av- seende själva slitaget i SPS-talen. Problemet ligger alltså i att det inte finns kun-

skap om hur stor andel av detta slitage som utgörs av PM10. Andelen beror av

faktorer förknippade med interaktionen mellan dubbarna och beläggnings- materialet. Stenmaterialets förmåga att spricka upp i små fraktioner vid dubb- slitaget är naturligtvis central. Den norska modell som återges tidigare (SFT,

1999) använder andelen PM10 i vägdammet på vägytan som ersättning för andelen

i den luftburna fraktionen. Detta blir av flera skäl felaktigt. Dels kommer andelen (särskilt om denna beräknas utifrån vikt) att vara betydligt mindre än i luften, då större fraktioner finns med i vägytematerialet. Dels är det material som finns på vägytan inte bara beläggningsslitage utan innehåller även partiklar från alla andra primära och sekundära källor. Talet α blir därför snarare en motsvarighet till resuspensionsmodellernas sL (=siltload).

Intressantast i sammanhanget är de finska mätningar som utförts i laboratorie- miljö. Skillnaden mellan dessa uppmätta värden och de som modellerats med den tidigare nämnda norska modellen är slående med betydligt högre värden för den norska modellen. Dessvärre relateras inte det totala slitaget till emissions- faktorerna, vilket hade varit särskilt värdefull information. CEPMEIP:s värden är mer i paritet med de finska mätningarna. Dessa värden är dock inte baserade på mätningar utan sägs baseras på resultatet av en litteraturstudie. Källan (van den Brink, 1996) anger dock något avvikande emissionsfaktorer från de som återfinns

i CEPMEIP. Antagandet att hela PM10-fraktionen föreligger i PM10-2,5 är dock

tveksamt. Det borde inte vara alltför svårt att avgöra den ungefärliga mängden

PM10 i slitagematerial från olika typer av vanliga beläggningar på liknande sätt

som gjorts i Finland.

Garg et al. (2000) emissionsfaktorer för partiklar från bromsbelägg bedöms här som de mest aktuella och relevanta. Det skall dock påpekas att studien endast omfattar sju olika belägg och att faktorerna tagits fram i laboratoriemiljö med en noggrant kontrollerad metod, där varje bromsbelägg testats i bromsning från 50

till 0 km h-1 under fyra olika temperaturer. Emissionerna av bromspartiklar är utan

tvekan den primära emissionsfaktor som lär ha störst geografisk variation. Ur denna aspekt kan det bedömas som rimligt att de av Westerlund (2001) upp- skattade emissionsfaktorerna från Stockholms stad är ca dubbelt så höga som de Garg beräknat. I stadsmiljö, med ideliga stopp i korsningar och betydligt

”ryckigare” körförlopp överlag, torde emissionerna av partiklar från bromsar vara avsevärt högre än för någon körcykel med blandad körning eller landsvägs- körning. I CEPMEIP används emissionsfaktorer i samma storleksordning som i

Garg et al. (2000). Man antar att TSP=PM10=PM2,5 vilket skulle betyda att alla

bromspartiklar är mindre än 2,5 µm. Tidigare litteraturstudier (Warner et al., 2000; Gustafsson, 2001) bekräftar att bromspartiklarna är de minsta av slitage-

partiklarna i vägmiljön, men inte den totala dominansen av PM2,5. Exempelvis

refererar Warner et al. (2000) till källor där ca 98 % av bromspartiklarna är PM10

och ca 40 % är PM2,5. I den amerikanska PART 5-modellen antas alla broms-

partiklar vara mindre än 10 µm, vilket ter sig som ett rimligare antagande. PART5 antar att emissionsfaktorn för bromspartiklar är lika för alla fordon till skillnad från t.ex. CEPMEIP där en tung lastbil bedöms ha drygt fem gånger så hög

emissionsfaktor som en personbil. De 12,5 mg fkm-1, som PART 5 använder för

PM10 är i sig dock inte alltför orimligt, trots att värdena grundar sig på gamla

mätningar och är föremål för uppdatering.

Även emissionsfaktorerna för partiklar från däckslitage är i PART 5 baserade på gamla data, men är trots detta väl jämförbara med t.ex. Rauterberg-Wulff

(1999) senare emissionsfaktorer (5 resp. 6,1 mg fkm-1 för personbil). CEPMEIP

använder en lägre emissionsfaktor än PART 5 för personbil (3,5 mg fkm-1) men

en snarlik för tunga fordon (18,6 jämfört med 22 mg fkm-1 i PART 5). Ett stort

problem vad gäller framtagandet av emissionsfaktorer för t.ex. PM10 är bristen på

data angående storleksfördelningen av däckspartiklar. Uppgifterna varierar kraftigt, men det står klart att partikelfördelningen är bimodal (Warner et al., 2000), med en topp under 1 µm och en annan över 7 µm. Om dessa toppar, bero- ende på yttre faktorer, antas skifta i storleksintervall och därmed deras läge i för-

hållande till 10 respektive 2,5 µm, påverkas naturligtvis värdena på PM10 och

PM2,5 ganska drastiskt. Skillnaden mellan antagandena för olika modeller är, som

tidigare nämnts mycket stor.

Lamoree & Turner (1999) jämförde i ett fältförsök modellerade emissions- faktorer från PART 5 (kombinerad med spridningsberäkningar från modellen CALINE 4) med uppmätta emissionsfaktorer. De fann att de uppmätta faktorerna

var i genomsnitt 70 % lägre för PM10 och 34 % lägre för PM2,5 än de modellerade

faktorerna, vilket trots allt tyder på brister i modellkombinationen.

Om vi lämnar de primära emissionerna och ägnar oss åt hur resuspensionen be- räknas i olika modeller växer problematiken. Av genomgången att döma finns två läger inom resuspensionsmodelleringen; å ena sidan de som anammar den amerikanska AP-42, med siltmängden som utgångspunkt och försöker anpassa denna till rådande förhållanden och å andra sidan de som inte anammar AP-42, utan i huvudsak använder trafikdata och meteorologiska data i sina modeller. I princip används AP-42 i USA och Tyskland (i modifierad form), främst därför att man bedömer att inget fungerande alternativ finns idag. I länder där dubbdäck används (Sverige, Norge) har egna modeller tagits fram.

Såväl i USA som i Europa kritiseras AP-42 hårt (t.ex. (Venkatram, 2000; Gámez et al., 2001a)) och främst är det siltmängden som hamnat i skottgluggen. Huvudkritiken utgörs av kritik mot det empiriska angreppssättet som i princip inte gör modellen tillämpningsbar annat än för de vägar som dess indata bygger på och att den inte bidrar till att förklara de egentliga mekanismerna. En modell för ett så komplicerat förlopp som resuspension, med indata endast i form av mängden silt på vägen och medelvikt av de fordon som använder vägen, blir med rätta ifråga-

satt. De anpassningar där hänsyn tas till fukt i form av nederbörd förändrar knappast detta faktum.

En viktig synpunkt som förs fram av Gámez et al. (2001b) är att uppmätt resuspension normalt är betydligt högre än de primära källorna till vägdammets

innehåll av PM10. Om vi betraktar rimliga siffror för lätta fordon att applicera i

Sverige, så är beläggningsslitaget ca 10 mg fkm-1, bromsslitaget ca 10 mg fkm-1 i

storstadsmiljö och däckslitaget ca 6 mg fkm-1. En beräkning av emissionsfaktorn

för lätta fordons avgasrelaterade partikelutsläpp i Söderledstunneln i Stockholm

ger ca 10 mg fkm-1. Resuspensionen har i två svenska studier beräknats till

209 mg fkm-1 som medelvärde under ett år för Stockholm (Foltescu et al., 2001)

och till 44±33 respektive 285±115 mg fkm-1 i tunnlar i Göteborg (Sternbeck et al.,

2002). Dessa beräkningar är dock beroende av trafiksammansättning och externa faktorer och representerar alltså inte enbart lätta fordon. En jämförelse med andra emissionsfaktorer sammanställda av t.ex. Gámez et al. (2001b) (tabell 13) eller Fitz (2001) (tabell 8) bekräftar ändå sammantaget att resuspensionen oftast är ca en knapp tiopotens högre än summan av de primära emissionsfaktorerna.

Tabell 15 Sammanställning av PM10 emissionsfaktorer (mg fkm-1) för vägar i

gaturum med kraftig trafik i Tyskland (Gámez et al., 2001a) (tabell från (Foltescu et al., 2001)).

Inverterad modellering NOx som spårämne

Vägnamn

Total Ej avgasrel. Total Ej avgasrel. EPA Formula total Frankfurter Allé, Berlin Ca ½ av nivån enligt EPA formel 60–140 20–100 150–240 9 vägar i Brandenburg* 140–230 110–170 100–120 80–110 deponering av silt ej känd Lutzer- strasse, Leipzig 490–1 100** 450–1 000** NOx-konc. ej känd NOx-konc. ej känd 290–600 Schildhorn- strasse, Berlin 89–94 44–59 79–95 34–60 170–230

_{* reducerad kvalitet pga. bristande information om bakgrundshalter}

** ej representativ pga. kort mätperiod

Vad innebär detta förhållande? Rimligtvis att en eller flera av källorna under- skattas. Gámez et al. (2001b) menar att med tanke på hur stort det totala be-

läggningsslitaget är i förhållande till emissionerna av PM10 så är mekanismerna

för beläggningsslitaget särskilt intressanta för fortsatta studier.

Modellerna i Norge och Sverige skiljer sig från AP-42 och dess modifierade varianter. Kritik mot båda modellernas resuspensionsdelar har tidigare framförts i Gustafsson (2001). Avseende Dispersion (Bringfelt et al., 1997) inriktas kritiken främst mot att emissionsfaktorer från mätningar utförda i Norge måste justeras upp med en faktor 2 för att ge bättre överensstämmelse med mätdata, trots att den norska emissionsfaktorn torde vara högre än vid motsvarande förhållanden i Sverige pga. mjukare beläggningar och högre dubbandel. Dessutom saknas liksom i VLUFT möjlighet att ta hänsyn till variationer i primära källor, som belägg- nings- däck- och bromsslitage.

En annan osäkerhet är de grundläggande sambanden mellan resuspension och hastighet för lätta respektive tunga fordon som hämtats från Sehmel (1984).

Sambanden innebär bland annat att vid 110 km h-1 resuspenderar en personbil lika

mycket material som en lastbil. Intuitivt känns detta inte korrekt, men kan vara en fråga om definitioner. Resuspensionen måste också bero på om turbulensen efter ett fordon, med tillräcklig kraft, når det förråd av vägdamm som normalt lagras upp utanför själva körfälten. Det är uppvirvlingen av detta förråd som troligtvis gör att damningen av en långtradare på en torr vårväg är så mycket kraftigare än efter en personbil. Sehmels samband tar inte hänsyn till denna omlagring av material på vägytan utan bygger på att ett spårämne spridits över körfältet och sedan virvlas upp i luften av passerade fordon. Detta torde egentligen bara vara applicerbart då salt eller sand sprids över vägytan. De partiklar som trafiken själv genererar sprids i samma moment som de slits bort, sorteras och omlagras till ett förråd av vägdamm som efterföljande fordons turbulens delvis resuspenderar samtidigt som nya slitagepartiklar emitteras och lagras upp. Detta resulterar i en spatiell variation i källstyrkan för olika partiklar och framför allt en fundamental skillnad mellan primära och resuspenderade partiklar.

Resuspension Avgaspartiklar Bromsslitage Däckslitage Beläggningsslitage Vägbana

Figur 8 Skiss av hur källstyrkan/emissionspotentialen hos de i vägsystemet in- gående primära källorna och resuspension kan tänkas variera tvärs en tvåfilig väg under vintern.

VLUFT (Tønnesen, 2000) kritiseras främst för sin grova upplösning avseende förmågan att ta hänsyn till olika beläggningar. Angreppssättet att relatera resuspensionen till modellerade emissioner av avgasrelaterade partiklar kan inte heller betraktas som optimalt. Exempelvis menar Bringfelt et al. (1997) att emissionsfaktorn för resuspenderade partiklar ökar vid ökad hastighet, medan avgasrelaterade partiklar inte ökar.

Trots förenklingarna är resuspensionsmodulen i Dispersion kanske den hittills bästa ansatsen att faktiskt försöka väga in så många som möjligt av de faktorer som kan tänkas påverka resuspensionen. Sandning och saltning är liksom dubb- däcksanvändningen två av de viktigaste faktorerna. Båda bidrar framför allt till beläggningsslitage, som ju identifierats som den kanske viktigaste källan till resuspenderat damm. Modellen bör kunna förbättras genom att data från reella underhållsinsatser kan inarbetas istället för antagandet att insatser sker vid vissa temperaturer. Data om när insatser har gjorts och vilka givor som använts går att uppbringa i samarbete med väghållare.

Emissionsfaktorn som beräknats med hjälp av spårämnesmetoden för Hornsgatan i Stockholm (Foltescu et al., 2001) är, precis som författarna fram- håller, ett utgångsvärde som bör användas i brist på befintliga data för liknande beräkningar. Det är dock viktigt att framhålla den stora variationen under året, som troligtvis är avhängig vinterväghållning, dubbdäcksanvändning och varia- tioner i väderförhållanden i Sverige.

Som framgår av de genomgångna modellerna är antalet faktorer som påverkar slitage och resuspension många. Det är praktiskt att betrakta de primära partikel- källorna och resuspensionen separat.

Beläggningsslitaget är med stor sannolikhet den centrala källan till vägdamm, speciellt i länder med dubbdäcksanvändning, men bedöms som mycket viktig även i ”dubbfria” länder. Data rörande hur stor andel av slitaget som utgörs av

PM10 är dock knapphändiga. De tidigare redovisade finska studierna är, veter-

ligen, de enda som redovisar sådana värden. Mer detaljerade studier för olika typer av vanliga beläggningar vore värdefullt för förståelsen av beläggningens betydelse. Den viktigaste faktorn för beläggningsslitaget torde vara stenmate- rialets hårdhet (motståndskraft). Den viktigaste trafikrelaterade faktorn bedöms vara trafikmängd och andel dubbanvändning. För beläggningsslitaget kan även tillförseln av sand/stenkross och den s.k. sandpapperseffekt detta ger upphov till vara en viktig faktor. I Sverige tillförs ca 250 000–350 000 m3 år-1 till våra vägar, varav en stor andel i tätort.

Däckslitaget bedöms vara i storleksordningen en tiopotens lägre än det totala årliga beläggningsslitaget (Gustafsson, 2001). Här finns något fler undersökningar

av emissionsfaktorn för PM10, som alla ligger i ungefär samma storleksordning.

Det finns inga uppgifter om skillnader i däckslitage mellan dubbade och odubbade vinterdäck. Dock kan man anta att däckslitaget i länder där dubbdäck används är större än i övriga länder pga. att dubbarna gör beläggningen uppruggad och därför borde slita mer på däcken. Likaså torde användningen av mekanisk halkbekämp- ning (sandning) öka slitaget.

Partiklar från bromsslitage är i mångt och mycket beroende av vägsträck- ningens och trafikens egenskaper (kurvor, stopp, köbildning och körbeteende). Som exempel på beteendets inverkan kan nämnas en studie om utbildning i EcoDriving och effekter på avgasutsläpp och bränsleförbrukning (Johansson, 1999), där andelen tid med nedtryckt bromspedal minskade från 19 % före instruktion till 15 % efter instruktion. Andelen sträcka med nedtryckt bromspedal minskade ännu mer från 37 % till 23 %. Utbildningen genomförs på en slinga i verklig trafik, mestadels i tätort. Partiklar från bromsslitage är, som nämnts, mycket små och har en ojämn geografisk spridning. Med tanke på de stora variationer i förekomst som dessa partiklar rimligtvis uppvisar i vägmiljön be- döms inte de uppskattningar som hittills gjorts som tillräckliga.

Kunskapen om sandningens och saltningens bidrag till emissioner av PM10 är

ännu i sin linda. Åtgärder vidtas för att undvika damning vid sandning, genom att tvätta materialet rent från finfraktioner. Ändock kan sanden finfördelas under fordonsdäck och kanske viktigast, bidra till ett ökat slitage av beläggning, genom sandpapperseffekten (Kupiainen, 2002).

Så långt de primära källorna. De viktigaste faktorerna för den sekundära

emissionen av PM10 från vägdamm, dvs. själva resuspensionen, bedöms vara

fuktighetsförhållanden, trafikmängd och trafikhastighet. Redan Nicholson (1990) visade att hastigheten var viktig för resuspensionen, liksom partikelstorleken och betydelsen av det första fordonet som passerar. Enligt (Nicholson, 1990) ökar resuspensionen vid ökad hastighet. Etyemezian et al. (2002) fann att emissions- potentialen från ett fordon uppmätt på fordonet minskade med ökande hastighet, men också att emissionsfaktorn ökar med hastigheten.

Sternbeck, Sjödin & Andreasson (2001) visade i sina studier i två tunnlar i Göteborg att resuspensionen till betydligt större del är beroende av externa faktorer, såsom torrt eller vått väder, skyddande vegetationsskikt och tunnel- rengöring, än av fordonsflottans karaktäristik.

Sammantaget ter sig beläggningsslitaget och resuspensionsmodelleringen som de områden som är mest svårhanterliga och i behov av utveckling och fortsatt forskning, medan emissionsfaktorerna för broms- och däckslitage verkar vara mer generellt gångbara, trots att underlaget är relativt torftigt. Förhoppningsvis kan denna sammanställning hjälpa till att fokusera på dessa luckor i kunskapsmassan.

7 Slutsatser

Utifrån sammanställningen genomförd i denna rapport kan följande slutsatser dras:

• Användbara emissionsfaktorer för bromsar och däck finns och kan antas vara generella. Dock viktigt med aktuella data

• Emissioner från beläggningsslitage är än så länge lite undersökt och varierar kraftigare än däck och bromsar beroende av varierande förutsättningar, som t.ex. dubbdäcksanvändning och beläggningsmaterial

• Emissionsfaktorer för resuspension är viktiga, men svårseparerade från direkta emissioner och påverkas kraftigt av yttre förhållanden.

Följande emissionsfaktorer för slitagepartiklar bedöms som relevanta: Tabell 16 Typiska emissionsfaktorer för slitagepartiklar (mg fkm-1).

Beläggning Däck Bromsar Sverige – – 17–84 Norge 300–1500* – – Finland 10–20** – – Europa (CEPMEIP) 7,3–26,9 3,5–18,6 6–32,25 USA – 5–22 2,9–12,5

*Dubbdäck, beräknat utifrån PM10-andel i vägdamm.

**I laboratoriemiljö.

Emissionsfaktorer för resuspensionspartiklar är i huvudsak förhöjda i länder med dubbdäcksanvändning vintertid eller i USA i särskilt torra och dammiga regioner. Tabell 17 Exempel på uppmätta emissionsfaktorer för resuspension.

Resuspension (mg fkm-1)

Vinter (okt–april) Sommar (maj–sept)

Sverige 300 150

Danmark 40–110

Norge 3 000* –

Tyskland 34–170

USA 40–300

• Flera sätt att modellera resuspensionen finns:

− Med ”silt loading” som utgångspunkt. Silt loading är dock svårbestämt och svårt att generalisera

− Spårämnesmodellering – halten PM10 kopplas till t.ex. NOX. Dock ingen

direkt beräkning av resuspensionen

− Empiriska/modellerade emissionsfaktorer i kombination med meteorologi och drift- och underhållsåtgärder. Denna typ kräver dock förhållandevis stora insatser för att klargöra inverkan och samband

− Genom att använda emissionsmodeller ”baklänges” med befintliga mätadata.

• SMHI:s modell ”Dispersion” är en lämplig utgångspunkt för fortsatt utveckling i Sverige.

− flera ingående faktorer behöver bättre underlag − kopplingen till DoU-insatser behöver utvecklas