VTI rapport 660 Utgivningsår 2009
www.vti.se/publikationer
Nanopartiklar från slitage av däck och vägbana
Mats Gustafsson Göran Blomqvist Eva Brorström-Lundén Andreas Dahl Anders Gudmundsson Mattias Hjort Christer Johansson Per Jonsson Erik Swietlicki
Utgivare: Publikation: VTI Rapport 660 Utgivningsår: 2009 Projektnummer: 50527 Dnr: 2004/0362 581 95 Linköping Projektnamn: NanoWear Författare: Uppdragsgivare:
Mats Gustafsson, Göran Blomqvist, Eva Brorström-Lundén, Andreas Dahl, Anders Gudmundsson, Mattias Hjort, Christer Johansson, Per Jonsson, Erik Swietlicki
Emissionsforskningsprogrammet (EMFO)
Titel:
NanoWear – nanopartiklar från slitage av däck och vägbana
Referat (bakgrund, syfte, metod, resultat) max 200 ord:
Partiklar från väg- och däckslitage har under senare år hamnat i fokus då de utgör ett viktigt och
förhållandevis outforskat tillskott till luftens partikelföroreningar. Mekaniskt genererade slitagepartiklar är förhållandevis grova (> 0,5 µm), men i kontrollerade försök i VTI:s provvägsmaskin har konstaterats att en fraktion ultrafina (< 100 nm) partiklar bildas vid slitage mellan däck och beläggning. Föreliggande projekt initierades för att identifiera källan till dessa nanopartiklar.
Resultaten visar tydligt att nanopartiklar i storleken 30–50 nm endast uppstår under försöken med
dubbdäck. Då ett av de två testade nordiska odubbade vinterdäcksmodellerna testas bildas en ännu finare partikelfraktion (< 10 nm), medan det andra odubbade vinterdäcket inte ger upphov till nanopartiklar. Testerna med sommardäck resulterar inte i bildning av nanopartiklar. Klart är att de fina partiklarna innehåller högre relativa koncentrationer av svavel, vilket finns i förhållandevis höga halter i såväl bitumen som däck. Det är oklart om de ultrafina partiklar som bildas vid dubbdäcksanvändning i provvägsmaskinen också förekommer i verklig trafikmiljö. Om slitage mellan däck och vägbana även genererar nanopartiklar kan detta även komma att påverka bedömningen av hur hälsoeffekter från de olika partikelkällorna bedöms.
Nyckelord:
Nanopartiklar, partikelföroreningar, trafik, dubbdäck, vinterdäck, vägbana, bitumen, PM10
ISSN: Språk: Antal sidor:
Publisher: Publication: VTI Rapport 660 Published: 2009 Project code: 50527 Dnr: 2004/0362
SE-581 95 Linköping Sweden Project:
NanoWear
Author: Sponsor:
Mats Gustafsson, Göran Blomqvist, Eva Brorström-Lundén, Andreas Dahl, Anders Gudmundsson, Mattias Hjort, Christer Johansson, Per Jonsson, Erik Swietlicki
Emissionsforskningsprogrammet (EMFO)
Title:
NanoWear – nanoparticles from wear of tyres and pavement?
Abstract (background, aim, method, result) max 200 words:
Particles from road and tire wear have in recent years come to the fore as an important and relatively unexplored contribution to air particulate pollution. Mechanically generated wear particles are relatively coarse (>0.5 microns), but in controlled trials in VTI's road simulator it has been found that an ultra-fine fraction (<100 nm) of particles is formed from tyre and pavement wear. This project was initiated to identify the source of these nanoparticles.
The results show that the nanoparticles of the size 30–50 nm occur only from tests with studded tyres. One of the two tested Nordic unstudded winter tyres produced an even finer particle fraction (<10 nm), while the other unstudded winter tyre type did not give rise to nanoparticles. Tests with summer tyres did not result in the formation of nanoparticles. It is clear that the fine particle fraction contains higher relative concentrations of sulphur, which is present at relatively high levels in both bitumen and tyres. It is unclear whether the ultrafine particles formed from studded tyre wear of road pavement in the road simulator also occur in real traffic. If so, this may affect the assessment of health effects from different traffic related particle sources.
Keywords:
Nanoparticles, studded tyres, winter tyres, summer tyres, pavement wear, particulate pollution, PM10
ISSN: Language: No. of pages:
Förord
Föreliggande projekt är sprunget ur projektet WearTox, där en oväntad partikelfraktion, bestående av ultrafina partiklar (< 100 nm), verkade emitteras från slitageförsök i VTI:s provvägsmaskin. Då denna typ av partiklar i verklig trafik normalt betraktas som relaterade till fordonsavgaser, bedömdes det som intressant att studera om en andel av dessa härrör från interaktion mellan däck och beläggning. Emissionsforsknings-programmet (EMFO) har finansierat projektet, med stöd från Däck- Fälg- & Tillbehörsleverantörernas Förening. Projektledare har varit Mats Gustafsson, VTI. Projektledaren vill tacka Anders Björk och Magnus Rahmberg på IVL för
principalkomponentanalysen av PAH och grundämnen, Tomas Halldin på VTI för insatserna vid provvägsmaskinen, Torsten Johansson på STRO (Scandinavian Tyre and Rim Organisation), Pontus Grönvall på Däckbranschens informationsråd, Lennart Lomaeus på Michelin, Allan Ostrovskis på Nokian Tyres, Lallas Andersson på Bridgestone och Lars-Owe Svenningsson på AGI, för givande input under projektets gång.
Linköping oktober 2009
Kvalitetsgranskning
Intern peer review har genomförts 2009-09-08 av Ulf Hammarström. Mats Gustafsson har genomfört justeringar av slutligt rapportmanus 2009-10-06. Forskningschef
Maud Göthe-Lundgren har därefter granskat och godkänt publikationen för publicering 2009-10-19.
Quality review
Internal peer review was performed on September 8, 2009 by Ulf Hammarström. Mats Gustafsson has made alterations to the final manuscript of the report. The research director Maud Göthe-Lundgren examined and approved the report for publication on October 19, 2009.
Innehållsförteckning
Sammanfattning ... 5 Summary ... 7 1 Bakgrund ... 9 2 Syfte ... 13 3 Metod... 14 3.1 Provvägsmaskin ... 14 3.2 Däck ... 14 3.3 Däckens friktionsegenskaper... 16 3.4 Beläggning... 17 3.5 Partikelmätning ... 18 3.6 Emissionsfaktorer ... 21 3.7 Meteorologiska parametrar ... 21 3.8 Grundämnessammansättning... 22 3.9 PAH-analyser... 23 3.10 Principalkomponentanalys (PCA) ... 24 4 Resultat... 26 4.1 Partikelkoncentration, PM10... 26 4.2 Partikelkoncentration, antal... 30 4.3 Storleksfördelningar ... 33 4.4 Emissionsfaktorer ... 364.5 Partikelkoncentrationens beroende av meteorologiska parametrar ... 41
4.6 Kemisk analys... 43
4.7 Jämförelse av emissionsfaktorer för nanopartiklar från däck och avgaser... 59
4.8 Däckegenskaper... 62
5 Diskussion ... 66
6 Slutsatser... 72
Referenser... 73 Appendix 1 Rh och temperatur
Appendix 2. PAH resultat
Appendix 3 EG direktiv om PAH i däck
NanoWear – nanopartiklar från slitage av däck och vägbana
av Mats Gustafsson, Göran Blomqvist, Eva Brorström-Lundén*, Andreas Dahl**, Anders Gudmundsson**, Mattias Hjort, Christer Johansson***, Per Jonsson och Erik Swietlicki**
VTI
581 95 Linköping
Sammanfattning
Partiklar från väg- och däckslitage har under senare år hamnat i fokus då de utgör ett viktigt och förhållandevis outforskat tillskott till luftens partikelföroreningar. Särskilt under vinter och vår bidrar slitagepartiklar till att miljökvalitetsnormen för inandnings-bara partiklar överskrids i väg- och gatumiljöer. Mekaniskt genererade slitagepartiklar är förhållandevis grova (> 0,5 µm) jämfört med förbränningspartiklar från fordons-avgaser, men i kontrollerade försök i VTI:s provvägsmaskin i projektet WearTox kunde konstateras att en fraktion ultrafina (< 100 nm) partiklar (ca 30–50 nm) bildas vid slitage mellan däck och beläggning. Då partiklarna morfologiskt skiljer sig från de grövre mineralpartiklarna var hypotesen att partiklarna snarare härrör från däcken än beläggningen. För att testa denna hypotes initierades föreliggande projekt. Projektet har genomförts med hjälp av VTI:s provvägsmaskin och diverse partikelinstrument. Slitage-partiklar från nio olika däck under slitage på en och samma beläggning har studerats. Partiklarnas koncentrationer, storleksfördelningar, grundämnessammansättningar och PAH-innehåll har studerats.
Resultaten visar tydligt att nanopartiklar i storleken 30–50 nm endast uppstår under försöken med dubbdäck. Då ett av de två testade nordiska odubbade vinterdäcks-modellerna testas bildas en ännu finare partikelfraktion (< 10 nm), medan det andra odubbade vinterdäcket inte ger upphov till nanopartiklar. Testerna med sommardäck resulterar inte i bildning av nanopartiklar.
Nanopartiklarnas exakta källa har, trots jämförelser med såväl grundämnes- som PAH-sammansättning hos däck- och beläggningsmaterial, inte tydligt kunnat fastställas. Klart är att de fina partiklarna innehåller högre relativa koncentrationer av svavel, vilket finns i förhållandevis höga halter i såväl bitumen som däck, vilket antyder att någon eller båda dessa källor dominerar i de finare partikelfraktionerna. Det är oklart om de ultrafina partiklar som bildas vid dubbdäcksanvändning i provvägsmaskinen också förekommer i verklig trafikmiljö. Då de återfinns i samma storleksfraktioner som avgasrelaterade partiklar men i lägre koncentrationer kan de vara svåra att identifiera. Partikelprovernas PAH-sammansättning skiljer sig mellan såväl enskilda däck som däcktyper. PAH-sammansättningen hos själva däckmaterialen och beläggningens bitumen har dock dålig korrelation till den i partikelproverna. PAH-sammansättningen påverkas troligen av friktionsvärmen i försöken varför en överensstämmelse eventuellt inte är att förvänta. Wolfram från dubbdäckens dubbar har uppmätts i förhållandevis höga halter i partikelproverna. Emissionsfaktorer har beräknats och är för grova partiklar i samma storleksordning som emissionsfaktorer beräknade för verklig trafik.
* IVL Svenska Miljöinstitutet AB, Göteborg ** Lunds Tekniska Högskola
Emissionsfaktorer för ultrafina partiklar från dubbdäck är i storleksordningen tio gånger lägre än för fordonsavgaser. Odubbade däck har genomgående lägre emissionsfaktorer. Resultaten från detta projekt visar att dubbdäck, och kanske även nordiska odubbade vinterdäck, i laboratoriemiljö, bildar partiklar vid slitage, som är avsevärt mindre än vad som vanligtvis förknippas med slitagepartiklar. Om detta även gäller för verklig trafik, har resultaten betydelse för hur slitagepartiklar betraktas i förhållande till
avgasrelaterade partiklar, där man vanligtvis hänför slitagepartiklarna till den grövre fraktionen av inandningsbara partiklar (PM10-2,5). Om slitage mellan däck och vägbana även genererar nanopartiklar kan detta även komma att påverka bedömningen av hur hälsoeffekter från de olika partikelkällorna bedöms.
NanoWear – nanoparticles from wear of tyres and pavements
by Mats Gustafsson, Göran Blomqvist, Eva Brorström-Lundén*, Andreas Dahl**, Anders Gudmundsson**, Mattias Hjort, Christer Johansson***, Per Jonsson and Erik Swietlicki**
VTI (Swedish National Road and Transport Research Institute) SE-581 95 Linköping Sweden
Summary
Particles from road and tyre wear have in recent years come into focus as they constitute an important and relatively unexplored contribution to air particulate pollution.
Especially during winter and spring, wear particles contribute to violations of the environmental quality standard for inhalable particles in road and street environments. Mechanically generated wear particles are relatively coarse (> 0.5 microns) compared with combustion particles from vehicle exhaust, but in controlled trials in VTI's road simulator in the project WearTox, a fraction of ultra fine (<100 nm) particles
(approximately 30–50 nm ) were formed from tyre and pavement wear. As these
particles are morphologically different from the coarser mineral particles the hypothesis was that the particles emanated from the tyres rather than the road surface. To test this hypothesis, the present project was initiated. The project has been implemented using the VTI's road simulator and various particle instruments. Wear particles from nine different tyres wearing the same road pavement were studied. Particle concentrations, size distributions, elemental composition and PAH content was studied.
The results clearly show that the nanoparticles of size 30–50 nm occur only from tests with studded tyres. One of the two tested unstudded Nordic winter tyres produced an even finer particle fraction (<10 nm), while the other tyre of the same type resulted in no nanoparticles. Tests with summer tyres do not result in the formation of nano-particles. The exact source of the nano particles has, despite comparisons with both elemental composition and PAH content in tyres and pavement materials, not clearly been established. It is clear that the fine particles contain higher relative concentrations of sulphur, which is present at relatively high levels in both bitumen and tyres
suggesting that either one or both of these sources dominate in the finer particle
fractions. It is unclear whether the ultrafine particles formed when testing studded tyres in the road simulator also occur in real traffic. As they appear in the same size fractions as exhaust particles but in lower concentrations, they might be difficult to identify. The PAH composition of inhalable particle fractions differs between both individual tyres and tyre types. However, the PAH content of the tyre materials and pavement bitumen has poor correlation to that of the particle samples. PAH composition is likely to be affected by frictional heat in the trials so that a match might not be expected. Wolfram from studded tyre studs has been detected in relatively high concentrations of particulate samples. Emission factors were calculated and are for coarse particles of the same magnitude as the emission factors calculated for real traffic. The emission factors for ultrafine particles of studded tyres are roughly ten times lower than that of vehicle exhaust. Unstudded Nordic winter tyres and especially summer tyres have consistently lower particle emission factors.
* IVL Svenska Miljöinstitutet AB, Göteborg ** Lunds Tekniska Högskola
The results of this project show that studded tyres, and maybe also unstudded Nordic winter tyres, in a laboratory environment during wear, produce particles considerably smaller than normally associated with wear particles. If this is true also for real traffic situations, the results are important for how wear particles are considered in relation to exhaust particles, where normally wear particles are assigned to the coarser part of the inhalable fraction (PM10-2,5). If wear between road surface and tyres also generates nanoparticles this might also affect the assessment of health effects from the different traffic related sources.
1 Bakgrund
Inandningsbara icke-avgasrelaterade partiklar från vägtrafik har rönt stort forsknings-intresse under senare år. Tidigare forskning har visat att slitagepartiklar från
interaktionen mellan däck och beläggning är en starkt bidragande källa till uppmätta halter av PM10 i gaturummet. Bakomliggande orsaker kan härledas till användandet av dubbdäck som är aggressiva ur partikelgenereringssynpunkt (Gustafsson et al., 2005) och problemet är därför säsongsberoende. Särskilt sen vinter och tidig vår åtföljs av höga halter då upptorkning ger förutsättningar för uppvirvling av partiklar som bildats under föregående vintersäsong (Gustafsson, 2003: Johansson et al., 2004).
För att åtgärda höga halter av PM10 instiftades en miljökvalitetsnorm 2005 som har sin grund i ett EU-direktiv. Årsmedelkoncentrationen får ej överstiga 40 µg m-3, medan dygnskoncentrationen 50 µg m-3 inte får överstigas mer än 35 dygn om året. Riksdagen har antagit delmål för miljökvalitetsmål som innebär en skärpning av tillåtna halter PM10: 2010 skall årsmedelkoncentrationen understiga 35 µg m-3. Dessutom har delmål om årsmedelkoncentrationen 12 µg m-3 för PM2,5 tillkommit (Naturvårdsverket, 2007). Ett ökat fokus på fina partiklar (PM2,5 eller ännu mindre) kan utläsas av detta då
misstankar riktats mot mindre partiklars hälsoeffekter. Dels har de visats utgöra en viktig del av PM10 som regleras av miljökvalitetsnormen, dels då kunskapen om dessa partiklars egenskaper och hälsoeffekter varit bristfällig. Under senare år har såväl epidemiologiska som toxiska undersökningar försökt särskilja effekterna av å ena sidan slitagepartiklar och/eller grova partiklar (PM10-2,5, det vill säga partiklar mellan 2,5 och 10 µm) och å andra sidan fina (PM2,5) och/eller avgaspartiklar. Epidemiologiska data pekar på att de grövre slitagepartiklarna främst har en negativ effekt på luftvägssjuk-domar, medan fina partiklar har en starkare koppling till hjärtkärlsjukdom och förtidig död (Brunekreef och Forsberg, 2005). Inom EMFO har även genomförts en litteratur-studie med fokus på såväl toxikologi som epidemiologi hos trafikrelaterade partiklar (Sehlstedt et al., 2007). Man konstaterade bland annat att ett prioriterat forsknings-område där kunskapen i nuläget är för liten är just betydelsen av vägdamm och olika slitagekomponenter för hälsoeffekter och att behov föreligger av ökade kunskaper om trafikrelaterade partiklars kemiska karakteristika med betydelse för hälsoeffekter. I WearTox-projektet som utförts vid VTI (Gustafsson et al., 2005) framkom att de slitagepartiklar som bildas består till övervägande del av grova partiklar, i synnerhet när dubbdäck användes. Ett mindre förväntat resultat var att även submikrona partiklar (< 1 µm) bildades med ett antalsmaximum runt 15–50 nm. Denna partikelmod infann sig både när dubbdäck och nordiska odubbade vinterdäck användes, vilket indikerar att dessa partiklar bildas på grund av friktion mellan däckgummi och beläggning. (Dahl et al., 2006) visade hur antalsmedianen varierade mellan dubbdäck och nordiska odubbade vinterdäck vid olika hastigheter. Antalsmedianen för partiklar som genererades med dubbdäck förblev relativt konstant vid olika hastigheter, medan antalsmedianen ökade för nordiska odubbade vinterdäck. Eftersom beläggningen var densamma under försöken med olika däck antogs de skilda storleksfördelningarna bero på däckens sammansättning snarare än beläggningens egenskaper (Dahl et al., 2006). I undersök-ningarna som beskrivs ovan utgjorde partiklarna en blandning av slitagepartiklar från både däck och beläggning.
Partiklar från däckslitage
I tidigare studier av däckpartiklar har Fauser et al. (1999) undersökt däckpartiklar upp till 16 µm och funnit att fördelningen är bimodal, det vill säga har två maxima. Fauser et al. (1999) fann att zink var det ämne i partiklar som bäst indikerar slitage från däck och använde detta för att undersöka storleksfördelningen av däckpartiklar. Den grövre partikelfraktionen låg över 10 µm och utgjorde knappt 8 % av totala partikelmassan, medan den submikrona (< 1 µm) utgjorde övriga 92 % Den bimodala fördelningen bekräftas av Baekken (1993), som även menar att andelen fina partiklar från däck är mycket hög i förhållande till vägdamm i allmänhet. Andra studier har visat att den grövre fraktionen har ett maximum vid ca 7 µm (e.g. Cadle och Williams, 1979: Cardina, 1974). En teori är att de grövre partiklarna härrör från vanligt slitage av
däckens gummi, medan den fina fraktionen består av evaporerade oljor från däcken som kondenserat (Luhana et al., 2004), vilket även framförs som teori av Dahl et al. (2006). Slitage av däck utgör en ansenlig del av PM10 och TSP (Total Suspended Particles). Lükewille et al. (2001) och Klimont et al. (2002) uppskattar att partiklar från däckslitage i Europa utgör 0,3 % av PM10 och 2,8 % av TSP. Bidraget till PM2,5
uppskattades till 0,1 %, vilket alltså skiljer sig påtagligt från Fausers resultat (se ovan). I dennes undersökningar i Danmark utgjorde däckpartiklar 2,2–5,8 % av TSP Fauser et al. (1999).
I praktiken innebär slitaget att den totala mängden gummimassa som årligen nöts bort i Sverige uppgår till 10 000 ton (Ahlbom och Duus, 1994). Till sammanhanget hör emissionsfaktorer för däckslitage (mg fkm-1). Luhana et al. (2004) uppger i en samman-ställning intervallet 10–90 mg km-1 per däck, eller omräknat per fordon till
40–360 mg fkm-1. Klimont et al. (2002) uppger i sin litteratursammanställning emissionsfaktorer för lätta fordon resultat uppdelat på PM10 och TSP. Intervallet i litteraturen är för PM10 är 2,5–13 mg fkm-1 och för TSP 64–360 mg fkm-1. Få studier är gjorda om emissionsfaktorer för ultrafina (< 100 nm) partiklar. Dahl et al. (2006) beräknade emissionsfaktor för slitagepartiklar från däck och beläggning i storleks-intervallet 15–700 nm varierade mellan 3,7 × 1011–3,1 × 1012 partiklar per fkm-1. Detta antal partiklar är större än vad moderna bilar med partikelfilter emitterar från avgaserna (Dahl et al., 2006) och andelen ultrafina partiklar från vägslitage kan antas öka då nya fordons avgasemissioner minskar.
Däckslitage sammanfattas av Luhana et al. (2004) med att vara avhängigt en mängd faktorer. Däckets egenskaper (konstruktion ringtryck, temperatur, kemisk samman-sättning etc.) har påvisats som viktiga parametrar.
En ofta använd modell för däckslitage är framtagen av Schallamach och Turner (1960). Enligt denna är däckslitaget för en viss vägyta en funktion av slipenergi det vill säga en glidning i längs- och/eller sidled. Därmed kan slitaget beskrivas som funktion av de krafter som verkar på däcket. Slipenergin är en funktion av dessa krafter i kvadrat. Sidkraften är en funktion av hastighet i kvadrat, varför däckslitage i kurvor blir en funktion av hastighet upphöjt till 4. Kraften i längsled påverkas av de vanliga färdmot-stånden och av accelerations/retardationskrafter (dV/dT-krafter).
Skillnaden mellan regummerade och fabriksnya däck med avseende på partikelbildning är osäker. Hur långt ett däck har rullat är dock viktigt. Sakai (1996) visade att slitaget är störst under de första 300 km för att sedan anta en konstant slitagehastighet. Även (Stalnaker et al., 1996) har nått samma resultat, och dessutom att drivande hjul slits mer än ickedrivande.
På vilket sätt ett fordon framförs är också avgörande. Stalnaker et al. (1996) undersökte skillnaden mellan simulerad landsvägs- respektive stadskörning i laboratorium. Däcket kördes i cykler av 765 km landsvägskörning, följt av 40 km stadskörning (simulerat) med 226 par av vänster- och högersvängar) upprepade gånger. Däcket vägdes efter varje enskild körcykel. Effekten av kurvtagning var uppenbar: stadskörning gav ett slitage som var 32 gånger högre än vid landsvägskörning.
Som synes av Boulters (2005) sammanställning (Figur 1) varierar slitagefaktorerna över ett brett register.
Figur 1 Genomgång av slitagefaktorer för däck från olika litteraturkällor. Från Boulter (2005).
De hälso- och miljöeffekter som däckslitage bidrar till är alltså troligen störst i städer, med tanke på svängningens inverkan och fordonstätheten, förutom att befolknings-tätheten är större och därmed exponeringen. Kontaminering av jordar i urbana områden är ett exempel där (Kumata et al., 2000) påvisat samband mellan trafikens utveckling sedan 1950-talet och koncentration av ämnen med däck som källa. Vissa potentiellt skadliga ämnen från däck som lagras i jordar, såsom zink, behöver dock inte nödvän-digtvis lösas till por- och grundvatten på grund av ämnets basiska och därmed immobiliserande verkan (Smolders och Degryse, 2002).
Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) är organiska ämnen vanligt förekommande i luft och med en stor spridning i miljön. Forskning rörande PAH har bedrivits i mer än 20 år eftersom dessa ämnen har visat sig vara cancerframkallande och/eller kunna ge
upphov till olika toxiska effekter (Brorström-Lundén, 1995). Gruppen PAH utgörs av flera hundra enskilda kemiska ämnen. Över 500 olika PAH komponenter har till exempel kunnat påvisas i luftprover. Generellt är PAH:er fettlösliga, ofta stabila och i en del fall bioackumulerande (KemI, 2007).
PAH bildas främst genom ofullständig förbränning och de emitteras till luft både via stationära och mobila källor. I urban miljö utgör trafik en stor emissionskälla för PAH till luft där PAH förutom via bensin- och dieselavgaser även kan spridas till exempel via däckslitage. Småskalig eldning av biobränslen som till exempel ved är en annan
betydande källa för PAH i tätorter.
PAH är ”semivolatila” vilket innebär att de i luften kan förekomma i gasfas, partikelfas eller bundna vid andra partiklar. Fördelningen mellan gas- och partikelfas beror på faktorer som ämnets ångtryck, lufttemperaturen, luftens partikelhalt men även bärar-materialet, det vill säga. partikelns egenskaper har betydelse. PAH återfinns främst på partiklar vars förekomst i tätortsluft allt oftare klassas som en av de allvarligaste luftföroreningsrelaterade hälsoriskerna. Hälsoeffekter av partiklar har kunnat påvisas i studier där 24-timmarsexponering för PM10 har skett i nivåer av 30–80 μg m-3(IMM, 2009).
PAH omfattas av ett EG-direktiv för luftkvalitet (2004/107/EG)1, det s.k. fjärde dotterdirektivet, som anger målvärdet 1 ng m-3 för 2013 för en PAH komponent,
benso(a)pyren. I den svenska lagstiftningen har man antagit ett nytt delmål (nr. 6) under Miljömålet Frisk Luft som anger att halten 0,3 ng m-3 som årsmedelvärde för
benso(a)pyren i PM10 fraktion ska i huvudsak vara uppnådd år 2015 (Miljömålsrådet, 2009).
PAH omfattas även av ett annat EG-direktiv (2005/69/EG)2 i vilket regler som
begränsar halten av cancerframkallande PAH i utfyllnadsoljor (till exempel HA-oljor) som används vid tillverkning av nya bildäck och av slitbanor till regummerade däck införs. Reglerna gäller för alla typer av däck och träder i kraft 2010 (KemI, 2008). En livslång exponering av benso(a)pyren vid halten 0,1 ng m-3 motsvarar en riskökning med 1 fall per 100 000 exponerade. Denna halt rekommenderas som hälsobaserat riktvärde. I IMM:s riskbedömning diskuteras även fluoranten, där dess koncentration i utomhusluft i Sverige är ungefär 10 gånger högre än för bens(a)pyren. Eftersom
fluorantens cancerframkallande aktivitet har uppskattats vara ca 20 gånger lägre än den för bens(a)pyren, så rekommenderas ett riktvärde på 2 ng m-3 (IMM, 2009).
Förutom benso(a)pyren och fluoranten, rekommenderas i riskbedömningen av PAH i omgivningsluft att mätningar även bör omfatta andra PAH komponenter som till exempel fenantren och pyren eftersom de finns i höga koncentrationer, samt PAH med högre molekylvikt såsom dibens(a,h)antracen, bens(b och k)fluoranten och
indeno(1,2,3-cd)pyren eftersom de är cancerframkallande. De två sistnämnda PAH-komponenter är även indikatorer på bensinavgaser (IMM, 2009).
De PAH:er som ingår i föreliggande studie är vanligt förekommande i luft samt är lätta att kvantifiera. Dessa komponenter ingår också i U.S. EPA:s (United States
Environmental Protection Agency’s) val av prioriterade PAHer. De representerar PAH komponenter inom skilda kokpunktsintervall samt med olika stabilitet i miljön.
1 http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2005:023:0003:0016:SV:PDF. 2http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2005:323:0051:0054:SV:PDF.
2 Syfte
Föreliggande projekt har haft som syfte att undersöka i vilken mån ultrafina partiklar bildas vid slitage mellan däck och vägbana för tre olika däcktyper (sommardäck, nordiska odubbade vinterdäck och dubbdäck). Vidare är syftet att studera och försöka utröna vilka egenskaper hos däcken som kan vara relaterade till bildningen av ultrafina partiklar.
3 Metod
3.1 Provvägsmaskin
Projektet genomförs med hjälp av VTI:s provvägsmaskin (PVM) (Figur 2). För att studera slitagepartiklarna separat, utan inblandning av partiklar från avgaser och andra antropogena och naturliga källor, krävs att partiklarna kan genereras och provtas i en miljö där andra källor är minimerade. Detta kunde åstadkommas genom att mätinstru-menten placerades i den slutna hallen runt VTI:s provvägsmaskin, som vanligtvis använts för att studera slitage av olika typer av vägbeläggningar och däck.
Provvägsmaskinen består av en cirkelrund 0,5 m bred bana med en omkrets av 16 m som kan beläggas med valfri vägbeläggning. Maskinen roterar kring en centralt placerad vertikal axel på vilken sex hjulaxlar är monterade. På dessa kan olika typer av däck monteras. Fyra av axlarna är i drift och drivs av elmotorer. Vid provning sänks hjulen ner mot banan till önskat axeltryck ställts in och hjulen driver sedan maskinen att rotera. Hastigheten kan varieras steglöst upp till 70 km h-1. I hastigheter över 50 km h-1 kan en excenterrörelse kopplas in vilket gör att hjulen inte kör i samma spår utan rör sig över nästan hela banbredden.
Beläggningsslitaget i provvägsmaskinen är accelererat ca 3–4 ggr i förhållande till vanlig väg på grund av den snäva roterande rörelsen. Korrelationen med slitage på vanlig väg är dock hög.
Figur 2 Provvägsmaskinen.
3.2 Däck
Ursprungligen valdes tolv däck att ingå i projektet (Tabell 1). Från tillverkarna Nokian, Michelin, Bridgestone och AGI rekvirerades en uppsättning av vardera däcktyp
(dubbdäck, nordiska odubbade vinterdäck och sommardäck) med dimensionen 185/65 R15. Tillverkarna ombads välja de ”normaldäck”, som säljs mest inom varje
däckkategori. Tillverkarna ombads även skriftligt intyga att däcken kom direkt från ordinarie tillverkning och ej manipulerats på något vis. Av ursprungliga 12
däck-modeller, fick tre modeller utgå av kostnadsskäl. Därmed fanns 9 däckmodeller tillgängliga för prov.
Tabell 1 Däck som ingår i studien. Ljustonade däck med asterisk utgick.
Nokian Michelin Bridgestone AGI
Dubbdäck
Hakkapelliitta 4 X-Ice North Noranza Sarek 2*
Nordiska odubbade
vinterdäck
RSi X-Ice Blizzak* Soft Sarek*
Sommardäck
NRHi Energy Turanza Proline
Före de egentliga testerna körs däcken in för att likna ett nytt, men inkört däck. Inkör-ning av däcken i PVM utfördes enligt VTI:s standardrutiner, som skiljer sig åt mellan däcktyperna. För dubbdäck är det viktigt att dubben sätter sig ordentligt, medan det för samtliga däcktyper handlar om att, under normala temperaturförhållanden, slita bort den tunna skyddsfilm och de gummistrån som är kvar från tillverkningen innan testerna körs. Följande inkörningsrutiner användes:
För dubbdäck:
• Beläggning och däck kyls över natten till minusgrader • Kylanläggningen ska vara igång under inkörningen • Inkörningen utförs på torr beläggning
• Hjullast: 450 kg • Lufttryck: 2,5 bar • Körschema
1. 20 km h-1 1 tim utan excenterrörelse 2. 30 km h-1 1 tim utan excenterrörelse 3. 50 km h-1 4 tim med excenterrörelse 4. 60 km h-1 2 tim med excenterrörelse
• Beläggningstemperaturen bör ej överstiga 0°C under inkörning. För nordiska odubbade vinterdäck:
• Beläggning och däck kyls över natten till minusgrader • Kylanläggningen ska vara igång under inkörningen • Inkörningen utförs på torr beläggning
• Hjullast: 450 Kg • Lufttryck: 2,5 bar • Körschema:
1. 50 km h-1 1 tim med excenterrörelse 2. 70 km h-1 1 tim med excenterrörelse
• Beläggningstemperaturen bör ej överstiga 0°C under inkörning. För sommardäck:
• Inkörning på rumstempererad beläggning • Inkörning utförs på torr beläggning • Hjullast: 450 kg
• Lufttryck: 2,5 bar
• Körschema: 60 km h-1 2 tim med excenterrörelse.
Under inkörningen av dubbdäcken uppmättes även förändringar i dubbdäckens
dubbutstick. Dubbutsticket på 18 dubbar på varje däck uppmättes före mätningen, efter steg 3 samt efter steg 4 i körschemat för dubbdäck.
3.3 Däckens
friktionsegenskaper
Då hypotesen var att ultrafina partiklar härrör från däcken och eventuellt kan ha med värmeutveckling att göra, antogs att däckens friktionsegenskaper skulle kunna bidra i förklaringsmodellen till partiklarnas uppkomst. Därför undersöktes friktionsegen-skaperna hos samtliga ursprungliga tolv däckmodeller. För ändamålet användes VTI:s BV12, ett fordon för friktionstestning (Figur 3). Testerna utfördes på riksväg 34 söder om Linköping på våt vägbana. Krafterna som verkar på testhjulet med valfritt däck kan varieras vertikalt (axeltryck), longitudinellt (i färdriktningen) samt transversellt (i vinkel mot färdriktningen). I försöken varierades endast bromsverkan på hjulet med
För varje stegring av bromsverkan ökar släppet från vägytan, vilket benämns slip på engelska. Slip definieras som förhållandet mellan hjulets rotationshastighet och fordonets färdhastighet multiplicerat med 10 (slip = 100 × (rotationshastighet –
färdhastighet)/rotationshastighet); ett värde på 100 innebär att hjulet är helt låst medan hjulet rullar allt friare när talet går mot noll. För varje värde av slip som däcket utsattes för registrerades ett värde för friktionskoefficienten (µ), där 1 är högsta friktion.
Figur 3 Friktionsmätbilen BV12. Foto: Mattias Hjort, VTI.
3.4 Beläggning
Beläggningen som användes i försöken är en så kallad skelettasfalt med största stenstorlek 16 mm (ABS16) tillverkad i Hornsberg i Stockholm (PEAB, 2005-06-27). Den är tillverkad enligt samma recept som beläggningen på Hornsgatan i Stockholm. Stenmaterial större än 8 mm (63 %) utgjordes av kvartsit från Dalbo i Dalsland (finkornig ljus kvartsit med lokala inslag av granit, glimmerrika metasediment och grönsten). Materialet mindre än 8 mm kom från täkten i Löten (bergtäkt, Ekerö, Stockholmsgranit).
Kvartsiten från Dalbo har ett kulkvarnsvärde på ca 6. Kulkvarnsvärdet är ett mått på stenmaterialets nötningsresistens. Ju lägre kulkvarnsvärde, desto högre nötnings-resistens. Kulkvarnsvärde 6 klassificeras som hög nötningsnötnings-resistens.
Förutom ballaststenen består beläggningen även av filler (stenmjöl), bitumen, som är en råoljeprodukt, och tillsatser som till exempel vidhäftningsmedel.
Figur 4 ABS16 med kvartsit från Dalbo (ljusa, grova aggregat) i VTI:s provvägsmaskin.
3.5 Partikelmätning
Varje test genomfördes enligt ett standardiserat körschema i PVM (Tabell 2). Mellan varje test rengörs hela PVM-hallen på ett standardiserat sätt som innebär att alla ytor (golv, väggar, tak och maskin) spolas rena med högtryckstvätt (Figur 5). I vissa fall har två tester utförts utan tvätt emellan. I sådana fall har det test som innebär minst slitage gjorts först. Att denna procedur fungerat tillfredsställande har till exempel visat sig genom att vid test av sommardäck kan partikelmätningar visa att det inte sker en uppvirvling av partiklar från tidigare tester.
Figur 5 Tvättning av PVM-hallen.
Tabell 2 Körschema för PVM.
Hastighet Tid Excenterrörelse
30 1 tim 30 min Nej
50 1 tim 30 min Ja
70 2 tim Ja
70 1 tim Ja
För testerna med vinterdäcken var målet att starta försöken vid en rumstemperatur under 0°C. Skiftande meteorologi under försöksperioden påverkade möjligheten att kyla hallen. Starttemperaturerna varierade därför mellan -6 och 6°C.
För sommardäcken valdes att starta försöken vid lufttemperaturen 15°C. Denna temperatur var ej lika känslig för yttertemperaturer utan kunde ställas in med en noggrannhet på ± 2°C.
Liksom vid inkörning av däcken används 2,5 bars lufttryck i däcken och en axellast på 450 kg.
Fyra olika instrumenttyper användes för att mäta inandningsbara partiklar. Dessa beskrivs översiktligt nedan.
• Tapered Element Oscillating Microbalance (TEOM)
Instrumentet bygger på gravimetrisk mätning och ger ett värde var femte minut för masskoncentration PM10. Metoden är en referensmetod inom EU.
Mätnoggrannheten är 0,75 %. TEOM-instrumentet var placerat inuti ett klimatskåp och insuget ovanpå samma skåp, på ca 2,5 m över golvet. • DustTrak (DT)
Ett instrument som mäter partiklars optiska spridningsegenskaper och via fabrikskalibrering omvandlas uppmätt ljusspridning till en
partikelmass-koncentration. Instrumentet kan förses med föravskiljare så att PM2,5 eller PM10 sugs in i instrumentet. Två DustTrak användes vid undersökningen: det ena för masskoncentration PM2.5 och det andra för masskoncentration PM10. Tidsupplös-ningen för båda var tre sekunder. Mätnoggrannheten för DustTrak är ±1 % av avläst värde eller ±0,001 mg m-3, beroende av vilket värde som är störst. DustTrak-instrumenten placerades på ca 2 m från provvägsmaskinens bana och insugen ca 2 m över golvet.
• Aerodynamic Particle Sizer (APS) och Scanning Mobility Particle Sizer (SMPS) Instrumenten mäter tillsammans i antalsfördelningen i storleksintervallet 7 nm till 18 µm. SMPS mäter i intervallet 7–300 nm eller 16–750 nm och mätresul-tatet presenteras som antalsfördelning, medan grövre partiklar mäts med APS i intervallet 0,5–20 µm och presenteras som massfördelning (APS). Detta beror på att submikrona partiklar bäst representeras av antal då de har mycket låg massa i relation till den grova partikelfraktionen. I omräkning från antal till massa används en partikeldensitet på 2 800 kg m-3 för partiklar > 0,5 µm och för mindre partiklar en partikeldensitet på 1 000 kg m-3. För APS:en har även densiteten 2 800 kg m-3 använts för den så kallade Stokeskorrigeringen, som justerar APS:en överskattning av partikelstorlek då partikeldensiteten är betydligt större än 1 000 kg m-3. Insuget till APS placerades ca 2 m från banan och 2 m över golvet. SMPS var placerad utanför hallen och luften leddes in via ett kopparrör som mynnade ca 3 m från banan och 1,5 m över golvet.
Partiklar har även provtagits med IVL-filterprovtagare (PM10, PM2,5 och PM1) och kaskadimpaktor (Dekati SDI). IVL-provtagarna har utvecklats av IVL i samarbete med Lunds universitet. Provtagaren för PM10 (Ferm et al., 2001) har provats med bra resultat emot referensprovtagare i Norge (Marsteen och Schaug, 2007) och PM1-provtagaren emot ”Klienfiltergerät” (Ferm et al., 2008). Teflonfilter användes för dessa provtagare. Kaskadimpaktorn delar upp insamlade partiklar i 12 olika steg mellan 0,04 och 12 µm. För varje steg samlas partiklarna på ett insamlingsfilter belagt med klibbig yta och sedan görs en bestämning av partiklarnas kemiska grundämnessammansättning med hjälp av PIXE (se vidare kap 3.7).
För PM10-mätningar har insugningsmunstycken speciellt designade för ändamålet använts för att erhålla korrekt provtagningseffektivitet av alla partikelstorlekar. Till TEOM, APS och kaskadimpaktor har PM10-inlet (Ruprecht & Pataschnik) använts. APS och kaskadimpaktor har haft gemensamt PM10-inlet och nedströms har uppdelning av luftflöden gjorts till de två instrumenten. IVL-provtagaren för filterprovtagningen är i sig självt ett PM10-inlet.
De olika instrumenten som används för partikelmätning bygger på olika tekniker och har olika för- och nackdelar. PM10 kan redovisas med fem olika metoder, tre som är realtidsinstrument med hög tidsupplösning (TEOM, DT och APS) och två metoder för filterprovtagning med efterföljande analys. För att bestämma PM10 är filterprovtag-ningsmetoder och TEOM-mätningar mest tillförlitligt. Information om partikelstorleks-fördelning fås bäst från APS-mätningarna. Högst tidsupplösning av PM10 ger DT. Kaskadimpaktormätningar ger också viss information om partikelstorleksfördelningen, fast med mycket sämre partikelstorleksupplösning. Filterprovtagningen med
efterföljande analys ger information om elementsammansättningen. Partikelstorleks-fördelningen för partiklar mindre än 1 µm erhålls av SMPS och kaskadimpaktor. Nedan redovisade antalskoncentrationer är från SMPS-mätningar.
3.6 Emissionsfaktorer
I Sjödin et al. (2009) från systerprojektet WearEm finns beräkningarna för emissions-faktorer mer noggrant beskrivet. Kort sammanfattat innebär det att de uppmätta partikel-storleksfördelningarna beror, förutom på själva partikelkällan, också på de för PVM-hallen karakteristiska partikelsänkorna. Partikelsänkorna innebär att luftburna partiklar deponeras på olika ytor på grund av olika mekanismer som sedimentation, impaktion, diffusion och turbulent diffusion samt av luftomsättning. Under körningar med PVM används ingen ventilation, men på grund av de stora luftrörelserna då maskinen roterar i hallen fås en mindre påtvingad ventilation/läckage genom springor och andra otätheter. Summan av alla partikelsänkorna beskrivs som specifik luftomsättning, k, (eng. loss rate) och har enheten s-1.
Emissionsfaktorn för partikelbildning kan sedan bestämmas med hjälp av följande ekvation: v V k c EF = ⋅ ⋅ ekv. 1
Där c är partikelkoncentration (t.ex. kg m-3 eller antal m-3), k är specifik luftomsättning (s-1), V är PVM-hallens volym (ca 600 m3 ) samt hjulens hastighet (m s-1), EF har bestämts både som antal partiklar per fordonskilometer (# fkm-1) och partikelmassa per fordonskilometer (mg fkm-1). De redovisade partikelstorleksfördelningarna påverkas alltså av den speciella karaktär PVM-hallen har med avseende på partikelsänkor. Detta betyder att jämförelse mellan olika partikelstorleksfördelningar ska göras med
försiktighet, men t.ex. experiment utfört vid samma hastighet kan jämföras helt korrekt eftersom värdena för k och v är då lika.
3.7 Meteorologiska
parametrar
I vägmiljöer är meteorologi och klimatparametrar viktiga bestämmande faktorer för uppmätta halter av PM10. Det är därför troligt att dessa faktorer även påverkar de
resultat som erhålls i en laboratoriemiljö. I samband med mätningarna gjorda med VTI:s provvägsmaskin registrerades förutom partikelegenskaper även däck-, beläggning- samt lufttemperatur. Dessutom gjordes samtidigt mätningar av relativ luftfuktighet (tempera-turberoende, anges i % av mättnadsgrad) som kan omräknas till specifik luftfuktighet (ej temperaturberoende, anges i gram vattenånga per kilo luft) om lufttemperaturen är känd. Då föreliggande rapport har fokus på partiklar från däck är det företrädesvis däcktem-peratur som är av intresse. Av de två luftfuktighetsmåtten används här specifik luft-fuktighet då det är ett mer bestämt mått på luftens fuktinnehåll.
För att undersöka eventuella samband mellan dessa klimatparametrar och uppmätta koncentrationer av PM10 togs representativa delar av varje hastighet för respektive däck ut i tidsserierna ovan. De delar som ansågs representera varje hastighet (30, 50, 70 km h-1) bäst var perioden i slutet av mätningen vid varje hastighet då eventuella resuspen-sionstoppar planat ut, varför femton minuter av tidsserien togs ut i slutet av varje hastighet, och medeltal beräknades för däcktemperatur och specifik luftfuktighet.
3.8 Grundämnessammansättning
Insamling av PM10 för PIXE-analyser för att studera partiklarnas grundämnessamman-sättning gjordes med en 12-stegs kaskadimpaktor kopplad till samma PM10-intag som APS (Figur 6). Kaskadimpaktorn utnyttjar att partiklar med olika massa har olika stort moment. Partiklar större (tyngre) än en viss diameter i ett visst flöde fortsätter i sin egen rörelseriktning, medan mindre partiklar följer flödesriktningen. Kaskadimpaktorn består av en serie dysor och impaktorytor konstruerade så att hastigheten hela tiden ökar och storleken på de partiklar som fångas upp genom impaktion på impaktorytan blir mindre. Vilken partikelfraktion som samlas upp på vart och ett av de 12 stegen bestäms av flödeshastigheten genom öppningen, avståndet mellan öppningen och impaktorytan samt det föregående stegets uppsamlingskarakteristika (Vägverket, 2001).
Figur 6 En 12-stegs kaskadimpaktor (vid pilen) kopplad till APS-instrumentets PM10
-intag.
PIXE står för partikelinducerad röntgenstrålning (Particle Induced X-ray Emission) och är en metod för spårämnesanalys med mycket hög känslighet (Johansson et al., 1995). Metoden uppfanns 1970 vid avdelningen för kärnfysik vid Lunds universitet och är nu
spridd till cirka 200 laboratorier över hela världen. Den grundläggande principen för PIXE är att man accelererar laddade partiklar (här 2.55 MeV protoner) med hjälp av en accelerator och bestrålar provet. När jonerna träffar provet emitteras bland annat karakteristisk röntgenstrålning, som detekteras med en energiupplösande HPGe-röntgendetektor (Shariff et al., 2004). Strålningens energi avslöjar vilket grundämne som finns i provet, och antalet detekterade röntgenkvanta vid en viss energi ger
mängden av grundämnet i provet (Van Grieken och Markowicz, 2001). Med PIXE kan man bestämma upp till 35 grundämnen samtidigt i mängder runt ett nanogram eller lägre för grundämnen med atomnummer (Z) större än 12. I de aktuella PIXE-analyserna har varje prov i genomsnitt bestrålats i 5–10 minuter. Identifieringen av de detekterade topparna i röntgenspektrumet (se exempel från ett prov taget vid Sveavägen i
Stockholm (figur 5)) utförs automatiskt av identifierings- och anpassningsprogrammet GUPIX. En beskrivning av analysuppställningen och kalibreringen av densamma återfinns i (Shariff et al., 2002). Genom att ange vilka grundämnen som skall identi-fieras anpassar programmet en matematisk funktion till spektrumet och kvantifierar de olika topparna. Förutom mängden av de olika grundämnena i aerosolprovet erhålls även en feluppskattning och en detektionsgräns för varje ämne och prov.
3.9 PAH-analyser
Filtren från PM10- och PM2,5-provtagningen som genomfördes med provtagare utvecklade av IVL (Ferm et al., 2001) har används för att i efterhand karaktäriseras kemiskt med avseende på PAH. För PAH används teflonfilter i provtagarna.
Ett urval av 24 partikelprover (PM10 och PM2,5) analyserades med avseende på PAH-innehåll. Målet med urvalet var att få med prover från samtliga däcktyper, helst både PM10 och PM2,5. Några av mätningarna misslyckades, dels på grund av att några filter överlastades vid dubbdäcksförsöken på grund av mycket höga partikelhalter och dels var det svårt att få tillräckligt med partiklar på filtren då sommardäck kördes.
Partikelfiltren soxhletextraherades med aceton. Acetonextraktet späddes därefter med vatten och vätska/vätske-extraherades med en blandning av pentan/dietyleter två gånger. Pentanextrakten slogs ihop för vidare upparbetning. För att avskilja PAH-fraktionen från ämnen som kan interferera vid den kromatografiska bestämningen, genomfördes en fraktionering av pentanextraktet på kiselgelkolonn.
En fraktion med alifatiska och aromatiska ämnen togs till vara. PAH-fraktionen fördes över till ett mer polärt lösningsmedel och analyserna utfördes på en vätskekromatograf HPLC (High-Performance Liquid Chromatography) försedd med en fluorescensdetektor (Varian Prostar363, programerbart våglängdsschema för optimering av
PAH-bestämning), med tillhörande pump (Varian Pro Star, M 240, Varian AB) samt en autosampler (Varian Pro Star, M 410, Varian AB). Kolonnen för bestämning av PAH var en reversed-phase kolonn från Chrompack. HP-LC systemet är kopplat till ett kromatografidatasystem från Varian AB.
Bestämning av PAH genomfördes enligt en ackrediterad IVL-metod, förutom sista analyssteget för vilket metoden modifierats för att erhålla lägre detektionsgräns. Metoden innebär att en större mängd prov analyseras för att på så sätt uppnå en högre kvantifierbar mängd prov den s.k. "Large Injections"-metoden.
Renheten av de filter som användes för PAH-provtagning kontrollerades genom fältblanker. Eventuell kontaminering av proverna under upparbetningen kontrollerades genom att laboratorieblanker användes. Internstandard tillsattes till provextraktet i syfte
att kontrollera upparbetningsförluster. Halterna av de olika komponenterna i proverna kvantifierades genom att utnyttja certifierade standarder. Den analytiska variationen bestämdes genom upprepade analyser av standarder. Vidare upparbetades kontroll-prover genom att ett referensmaterial, ”urban dust” användes. Detta gav också en uppfattning om den analytiska variationen under en längre tidsperiod. IVL är av SWEDAC ackrediterat för analys av PAH.
3.10 Principalkomponentanalys
(PCA)
Det kan vara svårt och tidskrävande att få en bra överblick över och relevant informa-tion om stora dataset med hjälp av tradiinforma-tionella dataanalysmetoder. Detta eftersom en stor del av informationen ofta handlar om samvariation mellan de olika parametrarna av intresse. Ett sätt att angripa problemet är att använda sig av multivariat modellering i form av PCA (Principal Component Analysis).
PCA är en multivariat modelleringsteknik som reducerar multidimensionella dataset till färre dimensioner genom att projicera ner data på ett fåtal s.k. principalkomponenter som beskriver så mycket som möjligt av variationen i data. Principalkomponenternas egenskaper lagras i kolumnvektorer; t och p (se Figur 7).
⎥ ⎥ ⎥ ⎦ ⎤ ⎢ ⎢ ⎢ ⎣ ⎡ + ′ ⎥ ⎥ ⎥ ⎦ ⎤ ⎢ ⎢ ⎢ ⎣ ⎡ × ⎥ ⎥ ⎥ ⎦ ⎤ ⎢ ⎢ ⎢ ⎣ ⎡ + + ′ ⎥ ⎥ ⎥ ⎦ ⎤ ⎢ ⎢ ⎢ ⎣ ⎡ × ⎥ ⎥ ⎥ ⎦ ⎤ ⎢ ⎢ ⎢ ⎣ ⎡ = ⎥ ⎥ ⎥ ⎦ ⎤ ⎢ ⎢ ⎢ ⎣ ⎡ NK N K KA A NA A K N NK N K e e e e p p t t p p t t x x x x L M O M L M M L M M L M O M L 1 1 11 1 1 1 11 1 11 1 1 11 ekv. 2
Figur 7 X = TPT + E. Komprimering av en datamatris med N observationer och K variabler till A st principalkomponenter genom uppdelning av matrisen till
kolumnvektorer T och P´. Matrisen E innehåller residualerna, det vill säga den del av datat som inte beskrivits av modellen.
Vektor ti (i = 1…A, där A är antalet principalkomponenter) kallas score-vektor och innehåller information om observationerna (proverna), och vektor pi kallas loadings-vektor och beskriver variablerna (det vill säga halterna av de ämnen som ska
undersökas) och deras bidrag till principalkomponenten. Score-vektorn anger provets koordinater i det nya koordinatsystem som bildas av principalkomponenterna, medan loadings-vektorn visar hur de olika variablerna i datasetet ska kombineras för att ge proverna dess nya koordinater. För att tydliggöra principen för PCA visas en geometrisk tolkning i Figur 8 nedan.
a b c Figur 8 Geometrisk tolkning av PCA.
a) Efter analys har koncentrationen av ett antal ämnen bestämts (här Hg, Zn och Cu). Varje prov har således ett värde för vart och ett av de tre ämnena, vilket ger det en position i den n-dimensionella rymd som utgörs av koncentrationer av de analyserade ämnena (det vill säga Hg, Zn och Cu).
b) Ett antal (här 2) principalkomponenter placeras i den n-dimensionella rymden så att de beskriver så mycket som möjligt av variationen i datasetet.
c) Scoreplotten visar projektionen av proverna på planet som bildas av de två principalkomponenterna och loadingsplotten visar varje variabels påverkan på principalkomponenterna.
Med hjälp av PCA kan man få information om vilka variabler som är viktiga för det undersökta systemet, vilka variabler som är korrelerade, hur proverna är grupperade och vilka prover som avviker markant från övriga. Denna typ av information kan extraheras genom att studera ett antal plottar.
Två av plottarna som kan användas för att extrahera information om variablerna och proverna är scoreplottar och loadingsplottar. I scoreplotten kan man se provernas positioner i det nya koordinatsystemet som principalkomponenterna bildar. Man kan då studera relationen mellan proverna, hitta grupper av prover och avvikande prover.
Loadingsplotten visar relationen mellan variablerna; variabler som ligger nära varandra
samvarierar. Loadingplotten beskriver också variablernas inverkan på de principal-komponenter som man studerar. Genom att jämföra score- och loadingsplottarna kan information erhållas om vilka variabler som karaktäriserar de respektive grupperna bland objekten.
4 Resultat
I kapitel 4.1 till 4.3 redovisas de partikelkoncentrationer som uppmätts i PVM-hallen med olika partikelinstrument. I kapitel 4.4 har dessa partikelhalter använts för att
beräkna emissionsfaktorer. I rapporten från projektet WearEm (Sjödin et al., 2009) finns det mer noggrant beskrivet hur detta gjorts. I kapitel 4.5 studeras relationer till PVM-hallens uppmätta luftfuktighet och temperatur. I de tre sista resultatkapitlen redovisas partiklarnas kemiska sammansättning (4.6), relationen mellan beräknade emissions-faktorer vid PVM och uppmätta i verklig trafikmiljö (4.7) samt resultat av undersök-ningarna av däckegenskaper (4.8).
4.1 Partikelkoncentration,
PM
104.1.1 Dubbdäck
I Figur 9 redovisas PM10-halterna uppmätta med DustTrak vid PVM-körningarna med dubbdäck. Koncentrationsökningen beter sig olika vid de tre hastigheterna. Vid 30 km h-1 ökar koncentrationen långsamt till ett maximum vilket bedöms bero på att däcken här långsamt sliter spår i beläggningen så att dubbarna avlastas, eftersom eccenterrörelsen inte används vid 30 km h-1. Vid 50 km h-1 slås excenterrörelsen på och en jämn partikelbildning från hela beläggningsytan resulterar i en jämnt stigande koncentration, som planar ut då balans mellan bildning och deposition uppnås. Då hastigheten höjs till 70 km h-1 resulterar detta i en koncentrationstopp som sedan planar ut. Troligen frigörs då nybildat damm som ansamlats på maskinytor men släpper då hastigheten ökar.
Koncentrationskurvorna för de tre dubbdäcken skiljer sig åt något. Michelin X-Ice North orsakar genomgående högst partikelkoncentrationer, särskilt vid stabiliserad nivå vid 50 km h-1. Vid 70 km h-1 avviker Michelin-däcket dock från övriga däck genom att inte anta en nära konstant nivå efter den inledande koncentrationstoppen, utan avtar fortsatt under mätningen. Om försöken fortsatt vid denna hastighet skulle resultatet med Michelin X-Ice North troligen vara tydligt lägre än med Nokian Hakkapelliita 4, som nu är det däck som ger näst högst PM10-halter. Bridegstone Noranza orsakar lägst PM10 -halter och har inte en lika markant topp vid hastighetshöjningen till 70 km h-1 som övriga dubbdäck.
14:00 16:00 18:00 20:00 22:00 Tid 0 2000 4000 6000 PM 10 [µ g m -3]
Michelin X-Ice North Nokian Hakkapelliita 4 Bridgestone Noranza
4.1.2 Nordiska odubbade vinterdäck
De två provade däcken skiljer sig markant i fråga om uppmätt PM10-halt (Figur 10). Nokian Hakkapeliitta RSi orsakar tydliga PM10-maxima vid varje hastighetsändring, medan Michelin X-ice endast ökar marginellt då hastigheten höjs från 30 till 50 km h-1 och omärkligt mellan 50 och 70 km h-1. Markanta toppar med efterföljande snabb avklingning tolkas som uppvirvling av damm från tidigare provningar, vilket alltså skulle innebära att städningen av lokalen före försöket misslyckats. Detta förefaller märkligt, då samma procedur använts inför varje test, men möjligheten måste beaktas då data för grova partiklar tolkas i rapporten.
9:00 11:00 13:00 15:00 17:00 19:00 Tid 0 400 800 1200 PM 10 [µg m -3] Michelin X-Ice Nokian RSi
Figur 10 Tidsutveckling av PM10-koncentration (DustTrak) för provade nordiska
4.1.3 Sommardäck
Trots att PM10-halterna är mycket låga i jämförelse med dubbdäcken, visar mätresul-taten med sommardäcken respons på maskinens hastighetshöjningar (Figur 11). Undantaget är Nokian NRHi Ecosport vid 50 km h-1. Inget av däcken ger en koncentrationstopp vid start motsvarande den som uppstår vid dubbdäcksförsöken, vilket indikerar att uppvirvling av damm som inte städats bort är obefintlig. Endast Nokian NRHi Ecosport uppvisar ett maximum som följs av långsamt sjunkande
koncentration. Michelin Energy, Bridgestone Turanza och AGI Proline tenderar att anta en konstant koncentration före hastighetshöjningen till 50 km h-1. Vid denna
hastighetshöjning ökar koncentrationen för samma tre däck till en ny konstant nivå. PM10-koncentrationen tenderar att öka med tiden då Michelin Energy provas. Denna tendens är än tydligare efter hastighetsökningen till 70 km h-1, medan övriga däck stabiliseras på nära konstanta nivåer. Bridgestone Turanza orsakar en tydlig topp vid hastighetsökningen till 70 km h-1. 8:00 10:00 12:00 14:00 16:00 18:00 20:00 Tid 0 20 40 60 PM 10 [µg m -3] Michelin Energy Bridgestone Turanza Nokian NRHi Ecosport AGI Proline
4.2 Partikelkoncentration,
antal
Här redovisas partikelantal uppmätt med SMPS-instrumentet. 4.2.1 Dubbdäck 8:00 10:00 12:00 14:00 16:00 18:00 20:00 Tid 0 20000 40000 60000 80000 To tal k onc entra ti o n (# /c m 3) Nokian Hakkapelliita 4 Michelin X-Ice North Bridegstone Noranza
Figur 12 Tidsutveckling av partikelantalskoncentration (SMPS) för provade vinterdäck.
Skillnaden mellan dubbdäckens antalskoncentration är inte lika stor som för masskoncentrationen (Figur 12). Ordningen är dock densamma, sånär som på att Nokian Hakkapelliita 4 orsakar högre antalskoncentration än Michelin X-Ice North vid 70 km h-1. Bridgestone Noranza orsakar något lägre halter. Till skillnad från
masskoncentrationen sjunker antalskoncentrationen för samtliga däck vid 70 km h-1. Under en period vid 70 km h-1 under försöket med Bridgestone Noranza störs
koncentrationsvärdena av partikelinsamling för provtagning med kaskadimpaktor, därav den märkliga formen på kurvan.
4.2.2 Nordiska odubbade vinterdäck 8:00 10:00 12:00 14:00 16:00 18:00 20:00 Tid 0 20000 40000 60000 80000 To tal k on c e ntra tion (# /c m 3) Michelin X-Ice Nokian RSi
Figur 13 Tidsutveckling av partikelantalskoncentration (SMPS) för provade nordiska odubbade vinterdäck.
Det nordiska odubbade vinterdäcket Nokian Hakkapeliitta RSi orsakar mycket låga antalskoncentrationer. Notera att samma däck gav mycket hög masskoncentration (Figur 10). Under försöket med Michelin X-Ice (nordiskt odubbat vinterdäck) stiger partikel-halten omedelbart högt över Nokian Hakkapeliitta RSi, men reagerar inte på hastighets-höjningen till 50 km h-1. Strax efter kl. 14 i diagrammet gick en säkring varför försöket tillfälligt fick avbrytas. Försöket återupptogs ca kl. 15.30 varvid höga antalskoncentra-tioner uppstod. Dessa partiklar bestod delvis i en mod, som bedöms som en bakgrunds-aerosol, men även av höga koncentrationer av finare partiklar som verkar bildas inom försöket (se diskussion nedan).
4.2.3 Sommardäck
SMPS-mätningar innan start av PVM visar att partikelhalten inne i PVM-hallen är betydligt lägre än utanför PVM-hallen. Koncentrationen ökar då försöken startar och sjunker då de slutar, men reagerar otydligt eller inte alls på övriga hastighetsökningar (Figur 14). Michelin Energy och i någon mån AGI Proline ger en koncentrationshöjning vid ökning till 70 km h-1.
0 1000 2000 3000 ant al skon c e n tr ati on [# cm -3] 8:00 10:00 12:00 14:00 16:00 18:00 20:00 Tid Michelin Energy AGI Proline Bridgestone Turanza Nokian NRHi Ecosport
Figur 14 Tidsutveckling av partikelantalskoncentration (SMPS) för provade sommardäck.
4.3
Storleksfördelningar
I följande diagram redovisas storleksfördelningar för SMPS- och APS-systemen. Fördelningarna är medianvärden utplockade precis före nästa hastighetsförändringar i provvägsmaskinen. Vid denna tidpunkt under mätningarna har koncentrationerna vanligtvis stabiliserats.
I diagrammens vänstra halva visas antalsfördelningen från SMPS-instrumentet och i den högra massfördelningen från APS-instrumentet.
4.3.1 Dubbdäck 0.01 0.1 1 10 Storleksfördelning (µm) 0 20000 40000 60000 80000 d N /dl o gDp [# cm -3] 0 0.5 1 1.5 2 2.5 dM /dlog Dp [m g m -3 ] 70 km h-1 50 km h-1 30 km h-1 Nokian Hakkapeliitta 4 Michelin X-Ice North Bridegstone Noranza
Figur 15 Storleksfördelningar för de tre provade dubbdäcken. Den vänstra visar antalsfördelning (SMPS 7–300 nm) och avläses mot vänster y-axel och den högra visar massfördelning (APS, 0,5–18 µm) mot höger y-axel.
Samtliga dubbdäck orsakar tydliga antalskoncentrationstoppar och med antalsmedian mellan ca 20–30 nm. Michelin X-Ice North och Nokian Hakkapelliita 4 ger upphov till liknande koncentrationsnivåer medan Bridgestone Noranza ligger något lägre. Vid 30 km h-1 är koncentrationerna generellt låga, men ändå med en antydan till bildning av ultrafina partiklar och med en antalsmedian kring 0,5 µm (se vidare kap 4.3). Detta tyder på en påbörjad partikelbildning som accelererar då hastigheten höjs. Samtliga däck har mycket likartade koncentrationer vid 30 km h-1.
Massfördelningarna för de grövre partiklarna skiljer sig något åt mellan däcken.
Michelin X-Ice North ger, liksom i tidsseriediagrammen högst koncentrationer följda av Nokian Hakkapelliita 4 och Bridgestone Noranza. Bridgestone-däcken orsakar en masstopp av något finare partiklar än de övriga däcken, ca 2–3 µm jämfört med 3–5 µm (se vidare kap 4.3). För samtliga däck skiljer sig fördelningarna lite åt vid 50 och 70 km h-1, medan fördelningen vid 30 km h-1 har lägre koncentrationer och smalare masstoppar.
4.3.2 Nordiska odubbade vinterdäck
De två provade nordiska odubbade vinterdäcken har likartade antalsfördelningar, men Michelin X-Ice har mycket högre koncentrationer än Nokian Hakkapeliitta RSi. Båda har en topp strax under 100 nm och en kraftig antalsökning mot mätinstrumentets lägre partikelstorleksmätgräns. En viktig skillnad mellan dessa antalsmaxima är att den grövre toppen avtar i koncentration med ökande hastighet, medan de finare partiklarnas koncentration ökar kraftigt med ökande hastighet. Den senare toppen har ett maximum som ligger under SMPS-instrumentets mätområde, det vill säga mindre än 7 nm.
0.01 0.1 1 10 Size distribution (µm) 10 100 1000 10000 100000 1000000 An ta lskon c e n tr ation (dN /dlogD p [# cm -3]) 0.0001 0.001 0.01 0.1 1 Ma sskonce n trat io n (dM /dlog Dp [m g m -3 ]) 70 km h-1 50 km h-1 30 km h-1 Nokian RSi Michelin X-Ice
Figur 16 Storleksfördelningar för de två provade nordiska odubbade vinterdäcken. Den vänstra visar antalsfördelning (SMPS 7–300 nm) och avläses mot vänster y-axel och den högra visar massfördelning (APS, 0,5–18 µm) mot höger y-axel. Logaritmisk skala har använts för att tydliggöra skillnader.
Massfördelningskurvan för de grövre partiklarna för Nokian Hakkapeliitta RSi ska ses i ljuset av en att denna kan vara orsakad av uppvirvling av partiklar skapade av annan kombination (se 4.1.2). Den bildade massfördelningstoppen vid 70 km h-1 är något grövre än för dubbdäcken (ca 4–7 µm), medan maxima vid 30 och 50 km h-1 utgörs av något finare partikar (2–4 µm). Halterna är dock avsevärt lägre. Fördelningarna vid de två lägre hastigheterna är likartade i form och koncentration.
4.3.3 Sommardäck
De fyra provade sommardäcken orsakar mycket låga partikelhalter över hela det studerade storleksspektrumet. Michelin Energy och AGI Proline uppvisar ett liknade mönster, som de odubbade vinterdäcken för antalsfördelningen under 600 nm. Båda har en topp runt 100 nm, som minskar i koncentration med ökande hastighet.
0.01 0.1 1 10 Size distribution (µm) 0 200 400 600 800 1000 1200 1400 Nu mbe r concen tr ation (dN/dlo g Dp [ # cm -3]) 0 0.002 0.004 0.006 0.008 0.01 0.012 0.014 Mass con centratio n (dM /d log Dp [m g m -3 ]) Bridgestone Turanza Nokian NRHi ecosport AGI Proline
Michelin Energy 70 km h-1
50 km h-1
30 km h-1
Figur 17 Storleksfördelningar för de fyra provade sommardäcken. Den vänstra visar antalsfördelning (SMPS 7–300 nm) och avläses mot vänster y-axel och den högra visar massfördelning (APS, 0,5–18 µm) mot höger y-axel.
De grövre partiklarna uppvisar för samtliga däck ett massmaximum vid ca 2 µm och koncentrationen ökar med ökande hastighet, vilket tyder på en hastighetsberoende källa. Det regummerade AGI-däcket ger högst halter, men dessa är, som även tidigare nämnts mycket låga, särskilt jämfört med de halter som uppstår då dubbdäck används.
4.4 Emissionsfaktorer
Med hjälp av ekvation 1 har emissionsfaktorer beräknats, både som antal partiklar per fordonskilometer (EF7-600nm) och milligram per fordonskilometer (t.ex. EFPM10). I ekvationen ingår en partikelkoncentration. I samliga fall har den partikelkoncentration som varat ca 15 minuter före en hastighetsändring använts. I de flesta fall har detta varit en stabil nivå, så kallad steady-state.
Kurvorna för emissionsfaktorer (Figur 18–Figur 20 (massemission) och
Figur 21–Figur 23 (antalsemission)) visar vissa tydliga mönster. För dubbdäcken syns hur emissionen av både ultrafina partiklar och grova partiklar ökar då hastigheten ökar från 30 till 50 km h-1. För det odubbade däcket Michelin X-ice visar Figur 16 ett intressant fenomen. Då hastigheten ökar minskar bildningen av partiklar kring 100 nm och istället ökar bildningen av nanopartiklar med partikelstorlekar under 30 nm. Då hastigheten ökar för sommardäcken så ökar bildningen av grova partiklar, men för fina partiklar kan man bara se en mycket svag tendens liknande den för odubbade
vinterdäck.
I Tabell 3 finns sammanställning av beräknade emissionsfaktorer för PM0,6, PM1, PM2,5, PM10 (EFPM0.6, EFPM1, EFPM2.5 och EFPM10) samt antalsemissionen för partiklar mellan 7 och 300 nm (EFAntal 7-300nm). För EFPM-värdena ingår den massa som har bestämts med SMPS (7–300 nm eller 17–600 nm) och massan som bestämts med APS (0,5–18 µm). Då det totala slitaget i PVM är ca 3–4 gånger högre än på verklig vägbana har en enkel korrigering gjorts för de grövre partikelfraktionerna PM10, PM2,5 och PM1. Korrige-ringen (division med 3) förutsätter att det totala slitaget är linjärt relaterat till bildningen av dessa partikelfraktioner, vilket inte är belagt men ett realistiskt antagande. För SMPS-mätningar gjorda i partikelstorleksintervallet 7–300 nm har massfördelningen extrapolerats till 600 nm. För APS-mätningarna har densitet 2 800 kg m-3 använts och för SMPS-mätningar 1 000 kg m-3.
Emissionsfaktor för ultrafina partiklar (EFAntal 7-600nm) återfinns i kolumnen längst till höger. För dubbade däck ökar emissionen kraftigt med ökad hastighet. För 30 km h-1 är emissionen i storleksordningen 7*1010,part fkm, för 50 km h-1 100*1010 och för
70 km h-1 300*1010. För övriga däck minskar emissionen något med ökande hastighet och är i storleksordningen 10*1010 för odubbade och 2*1010 för sommardäck.
1,E-07 1,E-05 1,E-03 1,E-01 1,E+01 1,E+03 1,E+05 0,001 0,01 0,1 1 10 Diameter (µm) E m is s ion s fak tor ( m g/ fk m ) aps, 30 km/h aps, 50 km/h aps, 70 km/h smps, 30 km/h smps, 50 km/h smps, 70 km/h 1,E-07 1,E-05 1,E-03 1,E-01 1,E+01 1,E+03 1,E+05 0,001 0,01 0,1 1 10 Diameter (µm) E m is s ions fa k tor (m g/ fk m ) aps, 30 km/h aps, 50 km/h aps, 70 km/h smps, 30 km/h smps, 50 km/h smps, 70 km/h 1,E-07 1,E-05 1,E-03 1,E-01 1,E+01 1,E+03 1,E+05 0,001 0,01 0,1 1 10 Diameter (µm) E m is s ion s fa k tor (m g/ fk m ) aps, 30 km/h aps, 50 km/h aps, 70 km/h smps, 30 km/h smps, 50 km/h smps, 70 km/h
Figur 18 Massemissionsfaktorer av partiklar från dubbdäck.
1,E-07 1,E-05 1,E-03 1,E-01 1,E+01 1,E+03 1,E+05 0,001 0,01 0,1 1 10 Diameter (µm) E m is s ions fa k tor (m g/ fk m ) aps, 30 km/h aps, 50 km/h aps, 70 km/h smps, 30 km/h smps, 50 km/h smps, 70 km/h 1,E-07 1,E-05 1,E-03 1,E-01 1,E+01 1,E+03 1,E+05 0,001 0,01 0,1 1 10 Diameter (µm) E m is s ions fak tor ( m g/ fk m ) aps, 30 km/h aps, 50 km/h aps, 70 km/h smps, 30 km/h smps, 50 km/h smps, 70 km/h
Figur 19 Massemissionsfaktorer av partiklar från nordiska odubbade vinterdäck.
1,E-07 1,E-05 1,E-03 1,E-01 1,E+01 1,E+03 1,E+05 0,001 0,01 0,1 1 10 Diameter (µm) E m is s ions fa k tor (m g/ fk m ) aps, 30 km/h aps, 50 km/h aps, 70 km/h smps, 30 km/h smps, 50 km/h smps, 70 km/h 1,E-07 1,E-05 1,E-03 1,E-01 1,E+01 1,E+03 1,E+05 0,001 0,01 0,1 1 10 Diameter (µm) E m is s ion s fak tor ( m g/ fk m ) aps, 30 km/h aps, 50 km/h aps, 70 km/h smps, 30 km/h smps, 50 km/h smps, 70 km/h
Figur 20 Massemissionsfaktorer av partiklar från sommardäck.
Nokian Hakkapeliitta 4 Michelin X-Ice North
Bridgestone Noranza
Nokian Hakkapeliitta RSi Michelin X-Ice
1,E+05 1,E+06 1,E+07 1,E+08 1,E+09 1,E+10 1,E+11 1,E+12 1,E+13 1,E+14 0,001 0,01 0,1 1 10 Diameter (µm) Em issi o n sf a k to r (# /f km ) aps, 30 km/h aps, 50 km/h aps, 70 km/h smps, 30 km/h smps, 50 km/h smps, 70 km/h 1,E+05 1,E+06 1,E+07 1,E+08 1,E+09 1,E+10 1,E+11 1,E+12 1,E+13 1,E+14 0,001 0,01 0,1 1 10 Diameter (µm) E m issio n sf a kt o r ( # /f km ) aps, 30 km/h aps, 50 km/h aps, 70 km/h smps, 30 km/h smps, 50 km/h smps, 70 km/h 1,E+05 1,E+06 1,E+07 1,E+08 1,E+09 1,E+10 1,E+11 1,E+12 1,E+13 1,E+14 0,001 0,01 0,1 1 10 Diameter (µm) Em issi o n sf a k to r ( # /f km ) aps, 30 km/h aps, 50 km/h aps, 70 km/h smps, 30 km/h smps, 50 km/h smps, 70 km/h
Figur 21 Antalsemissionsfaktorer av partiklar från dubbdäck.
1,E+05 1,E+06 1,E+07 1,E+08 1,E+09 1,E+10 1,E+11 1,E+12 1,E+13 1,E+14 0,001 0,01 0,1 1 10 100 Diameter (µm) E m issi o n sfa k to r (# /fkm ) aps, 30 km/h aps, 50 km/h aps, 70 km/h smps, 30 km/h smps, 50 km/h smps, 70 km/h 1,E+05 1,E+06 1,E+07 1,E+08 1,E+09 1,E+10 1,E+11 1,E+12 1,E+13 1,E+14 0,001 0,01 0,1 1 10 Diameter (µm) Em issi o n sf a k to r (# /f km ) aps, 30 km/h aps, 50 km/h aps, 70 km/h smps, 30 km/h smps, 50 km/h smps, 70 km/h
Figur 22 Antalsemissionsfaktorer av partiklar från nordiska odubbade vinterdäck.
1,E+05 1,E+06 1,E+07 1,E+08 1,E+09 1,E+10 1,E+11 1,E+12 1,E+13 1,E+14 0,001 0,01 0,1 1 10 Diameter (µm) Em issi o n sf a k to r (# /f km ) aps, 30 km/h aps, 50 km/h aps, 70 km/h smps, 30 km/h smps, 50 km/h smps, 70 km/h 1,E+05 1,E+06 1,E+07 1,E+08 1,E+09 1,E+10 1,E+11 1,E+12 1,E+13 1,E+14 0,001 0,01 0,1 1 10 Diameter (µm) Em issi o n sf a k to r (# /f km ) aps, 30 km/h aps, 50 km/h aps, 70 km/h smps, 30 km/h smps, 50 km/h smps, 70 km/h
Figur 23 Antalsemissionsfaktorer av partiklar från sommardäck.
Nokian Hakkapeliitta 4 Michelin X-Ice North
Bridgestone Noranza
Nokian Hakkapeliitta RSi Michelin X-Ice
