av emissioner och halter
och halter
SAMMANFATTNING 108
1. BAKGRUND OCH SYFTE
110
2. RAPPORTENS INNEHÅLL
111
3. RESULTAT
112
3.1 Utsläpp nationellt
112
3.2 Utsläpp i 10 tätorter
120
3.3 Halter i 20 tätorter
126
3.4 Halter i en tätort med överlagrad påverkan från
trafik och vedeldning
144
4. SLUTSATSER
147
Några ordförklaringar:
MKN: Miljökvalitetsnormer. Finns idag för bl a NO2, PM10, CO och bensen. För att definie-ra nivåer som närmar sig MKN anges nedre och övre utvärderingströskeln. Hur totalhal-ten i SIMAIR förhåller sig till MKN respektive de två utvärderingströsklarna är vägle-dande för vilka åtgärder som kan behövas.
Totalhalt: Summan av den lokala väglänkens bidrag (lokal bidrag), vägarna runt omkring i tätor-ten (urbant bakgrundsbidrag) samt ett regionalt bidrag från övriga Sverige och utlan-det (regionalt bakgrundsbidrag). Anges i μg/m3.
MATCH: Regional spridningsmodell på SMHI, finns i 2 versioner (Europa och Sverige)
BUM: Urban spridningsmodell som används av SMHI för att förberäkna den urbana bakgrunden över ett rutnät på 1x1 km.
SMED: Svensk miljöemissionsdatabas. På uppdrag av Naturvårdsverket arbetar ett konsortium bestående av SCB, SMHI och IVL med att årligen uppdatera en utsläppsdatabas över Sverige, huvudsakligen för rapportering till EU. Som arbetsmaterial används emis-sionsdata på 1x1 km, den internationella rapporteringen sker dock med en grövre rums-lig upplösning.
NVDB: Vägverkets nationella vägdatabas. Innehåller väg information från samtliga statliga och kommunala vägar, samt trafikinformation från statliga vägnätet och större genom-farter i kommunerna. Trafikinformation från övriga kommunala vägar uppskattas i SIMAIR genom modellsimuleringar (modellen EMMA applicerad på SAMPERS-statistik).
ARTEMIS: SIMAIR har EVA-modellen tidigare använts, men en övergång till den europeiska modellen ARTEMIS sker i och med leverans av SIMAIRs databaser för 2004:
Öppen väg: Väglänk där hushöjden är noll på båda sidor om vägen. Öppen väg finns både i lands-ort och i tätlands-ort. Du kan beräkna halten i receptorpunkter på olika avstånd 0-100 m från vägkant. Modellen benämns OpenRoad.
Gaturum: Väglänk i tätort, med hastighet 70 km/tim och med hushöjd på ena eller båda sidor-na > 0 m. Här används OSPM-modellen, som beräksidor-nar halten 2 m från husvägg (de två husväggarna är skilda åt med “gaturumsbredd”) och på 3 m höjd.
SIMAIR: Webbaserat modellverktyg för beräkning av föroreningshalter invid väg (öppen väg och gaturum), implementerat för alla tätorter i Sverige. Information och inloggning via http://www.luftkvalitet.se.
VEDAIR: Webbaserat modellverktyg för beräkning av föroreningshalter i områden som påver-kas både av småskalig eldning – framförallt ved – och av trafik. Modellen ger halter i ett rutnät t ex över bostadsområden och är således ett komplement till SIMAIR.
VEDAIR är f n under uttestning och finns implementerat i ett fåtal tätorter. Information och inloggning via http://www.luftkvalitet.se.
Miljökvalitetsmålet Frisk luft och dess delmål för partiklar och kvävedioxid be-döms som mycket svåra att nå inom utsatt tid. Kunskap om utsläpp och halter av dessa föroreningar är av stor vikt för att åtgärdsarbetet ska bli effektivt.
Syftet med föreliggande studie är att via databaser och simuleringar i det nationella modellsystemet SIMAIR illustrera luftföroreningssituationen i Sverige med avse-ende på partiklar (uttryckt som PM10) och kväveoxider. Projektet ska ge underlag
för bedömningar av hur miljömålet Frisk luft och delmål för kvävedioxid och par-tiklar uppfylls i svenska tätorter och påvisa effekten av utsläppen och olika plane-rade åtgärder internationellt, regionalt och lokalt.
Studien ska också ge information om hur haltfördelningen på lokal skala förändras när effekterna av trafik och vedeldning överlagras, något som är möjligt att illustre-ra tack vare det nya och kompletteillustre-rande verktyget VEDAIR. Vad ger VEDAIR för information som inte ges av SIMAIR?
Uppdraget innebär presentation och diskussion av både utsläpp och halter, uppdelat i följande rubriker:
1. Utsläpp nationellt: Sverigekarta utsläpp PM10 och NOx
2. Utsläpp i 10 tätorter: Cirkeldiagram på Sverigekarta PM10 och NOx 3. Halter i 20 tätorter: Cirkeldiagram på Sverigekarta PM10 och NOx för
2004 och 2020
4. Halter i en tätort (Gävle) med överlagrad påverkan från trafik och vedeld-ning
Presentationerna av den rumsliga fördelningen av PM10- och NOx-utsläpp ger en förklaring till att luftkvaliteten i tätorter till så stor del beror på trafikens utsläpp, detta trots att utsläpp från sjöfart och energi/industrisektorn volymmässigt är betyd-ligt större. Trafikutsläppen är alltid stora i tätorter och speciellt i stora tätorter, medan sjöfartens emissioner bara berör vissa hamnar och trånga sund som t ex Öresund. Utsläpp från ”övrig”-sektorn domineras av ett mindre antal anläggningar – för partiklar inom gruvindustrin - och utsläppen medför därför begränsad påver-kan i de flesta centrala tätortsområdena. Partikelutsläpp från småskalig uppvärm-ning domineras helt av utsläpp från ett litet antal icke miljögodkända vedpannor, med en komplicerad rumslig fördelning som inte överenstämmer med trafikutsläp-pen och som inte är helt klarlagd på ett nationell plan. Det framtida arbetet med VEDAIR-systemet förväntas bidra med väsentligt förbättrad information om ved-eldningsutsläppens geografiska fördelning.
SIMAIR-simuleringar visar på problem med PM10-halter i gatunivå, där årsvärde-na överstiger delmålet i både stora och medelstora tätorter, och även MKN i några av de största städerna. För högsta dygnsvärde är läget ännu värre, där överstigs MKN i ett antal stora och medelstora städer med mycket trafik i centrum. Även om regionala och urbana bakgrundshalter förväntas sjunka till år 2020, så kan den reduceringen ätas upp av ökad lokal trafik. Eftersom utsläppsbilden lokalt domine-ras av slitagepartiklar, som inte föränddomine-ras av beslutade reduktioner av avgaspartik-lar, så innebär framtidsscenariet i stort sett samma gatuhalter år 2020 som år 2004. Skåneområdet bör dock ha en möjlighet att klara MKN och förhoppningsvis även delmålen, detta trots att Skåne har de högsta regionala bakgrundshalterna. Det är den förhållandevis låga dubbdäcksanvändningen som där möjliggör lägre lokala
Enligt SIMAIR är det idag bara de största städerna som i gatumiljö har MKN-överskridanden avseende NO2-halter, medan däremot delmålet för årsvärde
överskrids i många stora och medelstora städer. Förväntade utsläppsreduktioner gör att tätortshalterna år 2020 inte kommer att överstiga MKN någonstans och delmå-len kommer också att uppfyllas utom möjligen i de allra största städerna. SIMAIR-beräkningarna bör dock tas med viss reservation för vissa tätorter i det inre av Norrland, där mätningar indikerat betydligt högre värden jämfört med modellbe-räknade.
VEDAIR-systemet är under testning och har använts för att expemplifiera vad som händer med luftkvaliteten i ett område där utsläpp från trafik och vedeldning över-lagras. Helt klart kommer områdena med höga halter och också de maximala hal-terna att öka när båda källorna samverkar. För framförallt mindre tätorter finns det starka skäl att tro att VEDAIR-beräkningar ger högre skattningar av maximala halter jämfört med SIMAIR. För stora städer där det högsta PM10-halterna hittas i trånga och hårt trafikerade gaturum i centrum är det inte lika självklart att SIMAIR underskattar de högsta halterna. VEDAIR-systemet, som komplement till SIMAIR, erbjuder en möjlighet för en kommun att med större säkerhet identifiera de områ-den som har problem med luftkvaliteten.
Miljökvalitetsmålet Frisk luft och dess delmål för partiklar och kvävedioxid (Tabell 1) bedöms som mycket svåra att nå inom utsatt tid. Kunskap om utsläpp och halter av dessa föroreningar är av stor vikt för att åtgärdsarbetet ska bli effektivt.
Tabell 1.1 Aktuella miljökvalitetsnormer 20 och delmål för 2010
NO2 PM10 Årsmedel MKN delmål 2010 40 20 40 20 90-perc dygn MKN delmål 2010 -50 35 98-perc dygn MKN delmål 2010 60 -98-perc timme MKN delmål 2010 90 60
-SMHI och Vägverket har tillsammans utvecklat programsystemet SIMAIR för att det ska finnas ett lättanvänt och pålitligt verktyg som kommunerna kan använda sig av när de skall bedöma om miljökvalitetsnormerna (MKN) för utomhusluft
överskrids. SIMAIR-verktyget kan även användas för andra tillämpningar som t.ex. att göra prognoser för halter geografiskt upplöst för Sveriges kommuner.
I SIMAIR finns utsläppsdatabaser med en uppdelning på vägtrafik, småskalig upp-värmning, sjöfart och övrigt. Vidare har Energimyndigheten i samarbete med SMHI, ITM och ÄFAB utvecklat en modell, VEDAIR, som ska utgöra ett verktyg för kommunerna för att bestämma luftkvalitet i områden med faktisk eller planerad småskalig biobränsleeldning.
Syftet med föreliggande studie är att via databaser och simuleringar i SIMAIR illustrera luftförorenings-situationen i Sverige med avseende på partiklar (uttryckt som PM10) och kväveoxider. Projektet ska ge underlag för bedömningar av hur
miljömålet Frisk luft och delmål för kvävedioxid och partiklar uppfylls i svenska tätorter och påvisa effekten av utsläppen och olika planerade åtgärder internatio-nellt, regionalt och lokalt.
Projektet ska också ge information om hur haltfördelningen på lokal skala föränd-ras när effekterna av trafik och vedeldning överlagföränd-ras, något som är möjligt att illustrera tack vare det nya verktyget VEDAIR. Vad ger VEDAIR för information som inte ges av SIMAIR?
2 Rapportens innehåll
Uppdraget innebär presentation och diskussion av både utsläpp och halter, uppdelat i följande rubriker:
1. Utsläpp nationellt: Sverigekarta utsläpp PM10 och NOx
2. Utsläpp i 10 tätorter: Cirkeldiagram på Sverigekarta PM10 och NOx 3. Halter i 20 tätorter: Cirkeldiagram på Sverigekarta PM10 och NOx för 2004 och 2020
4. Halter i en tätort med överlagrad påverkan från trafik och vedeldning Resultat med bakgrundsinformation om hur diagrammen tagits fram, liksom dis-kussion om resultatet återfinns under respektive rubrik. Mera bakgrundsdetaljer finns i slutrapporten ”Luftföroreningar i svenska tätorter 1004, 2010 och 2020”, författad av Vägverket och SMHI.
3.1 Utsläpp nationellt
De emissioner som presenteras här utgör underlag för beräkning av urbana bak-grundshalter i SIMAIR- och VEDAIR-systemen. Informationen utgörs av årsme-delemissioner av PM10, NOx, CO och bensen, geografiskt fördelade på ett 1 x 1 km rutnät (här presenteras enbart NOx och PM10 fördelade på ett 10 x 10 km nät). Huvudsakligen kommer informationen från SMEDs rapportering ”Geografisk för-delning av luftemissionsdata till CLRTAP submission 2007 och för miljömålsupp-följning”. Informationen avser år 2004, men sektorn ”Övrigt” har hämtats från SMEDs rapportering för år 2005 eftersom kvaliteten för det senare året bedömts vara högre. SMED:s geografiska fördelning grundar sig på de nationella totaler som rapporteras internationellt och en top-down-metodik. Detta innebär att emis-sioner på riks- eller regionsnivå fördelas över de geografiska områden där emissio-nerna förväntas äga rum. Metodiken tillåter i princip en uppdelning ned till 1 x 1 km-upplösning, men för vissa utsläppssektorer kan resultatet bli missvisande då upplösningen ökas till denna nivå.
Tabell 3.1 ger totalutsläpp och kommenterar också skillnader mellan
SIMAIR/VEDAIRs databas och den officiellt rapporterade SMED-statistiken. För trafikutsläppen finns en poäng med att SIMAIR/VEDAIR använder egen informa-tion, eftersom det ger en ”bottom-up”-informainforma-tion, till skillnad från SMEDs trafik-total som bygger på trafik-totaler för hela landet.
Tabell 3.1.1 Sektorsvisa totalutsläpp 2004. Enhet: ton/år
Sektor Utsläpp NOx Utsläpp PM10 Kommentar
SMED SIMAIR VEDAIR SMED SIMAIR VEDAIR Trafik avgas 87 273* 81 047 3 719* 2 275 Trafikutsläpp från SIMAIR /ARTEMIS Sjöfart 137 751* 256 836 8 206* 15 591
SIMAIRs uppgifter inkluderar även emissioner från bräns-len bunkrade utanför Sverige. Småskalig
uppvärm-ning
4 744* 4 860 4 735* 4 690
Information från SMEDs rapportering till STEM (sepa-rat projekt5)
Övrigt6 103 349** 103 349 28 890** 28 890
TOTALT 333 117 446 093 45 550 51 446
Avvikelserna beror huvud-sakligen på skillnader i sjö-fartsemissioner, se ovan. * rapportering 2004 **rapportering 2005
5 SMED-rapport nr. 7 ”Framtidsscenarier för emissioner från småskalig värmeproduktion” (Paulrud et
al., 2007).
PM
10totalt 2004
Emissioner PM10 (ton/år) 0 5 000 10 000 15 000 20 000 25 000 30 000 35 000 trafavg as sjöfart småsk. uppvär m. övrigtFig. 3.1.1 Rumslig fördelning av PM10-emissioner totalt år 2004.
Upplösning: 10 x 10 km. Färgskala i procent av maximal emission inom respektive sektor. Totalemission: 51 446 ton/år Observera färgskalan!! (ej samma som för enskilda sektorer)
% av max
51 446 ton/år
Emissioner PM10 (ton/år) 0 5 000 10 000 15 000 20 000 25 000 30 000 35 000 trafavg as sjöfart småsk. uppvär m. övrigt
Fig. 3.1.2 Rumslig fördelning av PM10-emissioner från trafik (vänster) och sjöfart (höger) år 2004.
Upplösning: 10 x 10 km. Färgskala i procent av maximal emission inom respektive sektor. Totalemission: 51 446 ton/år
% av max
Småskalig uppvärmning
Övrigt
Emissioner PM10 (ton/år) 0 5 000 10 000 15 000 20 000 25 000 30 000 35 000 trafavg as sjöfart småsk. uppvär m. övrigtFig. 3.1.3 Rumslig fördelning av PM10-emissioner från småskalig uppvärming (vänster) och övrigt
(höger) år 2004. Upplösning: 10 x 10 km. Färgskala i procent av maximal emission inom respektive sektor. Totalemission: 51 446 ton/år
% av max
Den rumsliga fördelningen av NOx-utsläpp illustreras i figurerna 3.1.4 – 3.1.6, med totalbilden först och därefter fördelningen av de sektorsvisa utsläppen. Över land är emissionerna koncentrerade till de större tätorterna. Sjöfartens stora emissioner sker huvudsakligen långt från kust, men har visst inflytande på tätortsemissioner längs Skånekusten och Öresund och samt mer punktvis i Stockholm och Göteborg. Geografisk fördelning av NOx-emissioner från småskalig uppvärmning (Fig. 3.1.5) har inte den mer splittrade och oregelbunda mönster som utmärkte
PM-emissionerna (Fig. 3.1.2). Anledningen är att den förhållandevis lilla gruppen ej miljögodkända vedpannor totalt dominerar PM-utsläppen, medan
NOx totalt 2004
Fig. 3.1.4 Rumslig fördelning av NOx-emissioner totalt år 2004.
% av max
446 093 ton/år
Fig. 3.1.5 Rumslig fördelning av NOx-emissioner från trafik (vänster) och sjöfart (höger) år 2004.
Upplösning: 10 x 10 km. Färgskala i procent av maximal emission inom respektive sektor. Totalemission: 446 093 ton/år
% av max
Småskalig uppvärmning
Övrigt
Fig. 3.1.6 Rumslig fördelning av NOx-emissioner från småskalig uppvärming (vänster) och övrigt
(höger) år 2004. Upplösning: 10 x 10 km. Färgskala i procent av maximal emission inom respektive sektor. Totalemission: 446 093 ton/år
% av max
Avsikten med följande presentationer är att visa hur de olika sektorerna bidrar till utsläppen i enskilda tätorter av olika storlek och karaktär. Urvalet av 10 orter har skett utifrån följande två kriterier:
x Förekomst av detaljerad databas för småskalig vedeldning (VEDAIR) x Fördelning geografiskt och på stora, medelstora och små kommuner
0 20 000 40 000 60 000 80 000 100 000 120 000 140 000 160 000 180 000 200 000 Älvk arleb y Gnos jö Lycks ele Väne rsbo rg Växjö Gävle Sund sval l Lund Göte borg Stock holm
Den första punkten är uppfylld för 4 tätorter:
- Gävle
- Älvkarleby (inklusive Skut-skär)
- Vänersborg - Gnosjö.
Övriga sex orter har valt ut-ifrån punkt två: - Lund - Växjö - Göteborg - Stockholm - Sundsvall - Lycksele
Invånarantal per kommun visas i Fig. 3.2.1. Utsläppsredovis-ningen ges för huvudtätorten i respektive kommun, dvs landsbygd borträknad. Det innebär att invånarantalet för tätorterna är lägre än de kom-muntotaler som ges i Fig. 3.2.1. För Göteborg och Stockholm är det tvärtom, där består tätorten av ett flertal kommuner och invånarantalet för det område som utsläppet berör är betydligt större än vad som anges i figuren.
Fig. 3.2.1 Invånarantal i tätorter för vilka sektors- visa utsläpp redovisas
SIMAIR inkluderar en emissionsmodell för slitagepartiklar, vilket gör det möjligt att presentera PM10 utsläpp från trafiken uppdelat i avgas och slitagepartiklar (Ta-bell 3.2.1). Utsläppen presenteras på karta i Fig. 3.2.2. Som väntat dominerar Stockholm och Göteborg den summerade PM10-emissionen. Mer anmärkningsvärt är att nästföljande grupp är en industrigrupp av tätorter, Gävle,
Älvkarle-by/Skutskär och Sundsvall med skogsindustrier och stort bidrag både absolut och procentuellt från sektorn ”Övrigt”. Av de övriga med lägre totalemission är Lund den mest trafikdominerade tätorten, medan Gnosjö utgör, enligt SMEDs geogra-fiska fördelning, den mest vedeldnings-dominerade tätorten. Sjöfartens emissioner påverkar till någon del Stockholm, Göteborg och Vänersborg.
värmning enligt SMED). Enhet: ton/år.
PM10 Trafik avgas Trafik slitage Sjöfart Småsk.uppvärmn. Övrigt Totalt
Vänersborg 3.0 30.7 4.9 4.0 114.7 157.4 Gävle 9.7 115.2 8.5 18.9 534.2 686.5 Gnosjö 0.3 2.6 0.0 10.1 3.0 15.9 Älvkarleby/Skutskär 1.5 18.7 1.2 3.1 504.2 528.7 Lund 9.2 75.6 0.0 3.1 36.3 124.2 Göteborg 84.3 838.5 89.7 34.3 1 009.8 2 056.6 Växjö 7.0 68.4 0.0 15.8 89.2 180.4 Stockholm 211.7 2 360.7 71.4 91.8 1 239.3 3 974.8 Sundsvall 11.5 137.7 4.4 18.2 704.0 875.8 Lycksele 0.6 6.1 0.0 2.6 32.9 42.1
Fig. 3.2.2
Källor till PM10-utsläpp inom tätorter (små-skalig uppvärming uppskattad av SMED). - Totala utsläpp PM10 (till höger)
- Fördelning på sektorer (karta, storleken
på cirkel speglar totalutsläpp) 0 500 1 000 1 500 2 000 2 500 3 000 3 500 4 000 Vän ersb org Gävl e Gnos jö Älvkar leby Lund Göte borg Växjö Stockhol m Sund sval l Lycks ele U ts lä p p p e r tä to rt (to n /å r) PM10
SMED
VEDAIR
Fig. 3.2.3
Jämförelse av utsläppsfördelning PM10 där småskalig uppvärmining beräknats av SMED och via databas i VEDAIR.
PM10 småskalig uppvärmning 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180
Vänersborg Gävle Gnosjö Älvkarleby
U ts lä pp pe r tä to rt ( ton/ å r) PM10 SMED PM10 VEDAIR
Figur 3.2.3 visar en jämförelse mellan SMED-gruppens beräkning av PM10 bidra-get från småskalig uppvärmning och de utsläpp som ges av den noggrannare kart-läggning av individuella kaminer och pannor som VEDAIR innebär7.
SMED-uppskattningen utgår bl a från kommunvis information om boytor uppdelade i tre småhusklasser, från småhusens energibehov och antagen utbyggnad av fjärrvärme. VEDAIR-databasen bygger på sotarregister där uppgifter om enskilda kaminer, pannor och bränslen lagras individuellt. Båda uppskattningarna använder emis-sionsfaktorer från SP, men med något olika antaganden om hur de ur miljösyn-punkt sämsta pannorna (ej BBR-godkända utan ackumulatortank) eldas. SMED har där utgått från enkätstudier som påvisar en hög grad av braseldning, medan
VEDAIR har utnyttjat information från BHM-projektet som indikerar att dessa pannor ofta eldas med strypt förbränning (och därmed mycket högre PM-utsläpp). De generellt högre utsläppen som ges av VEDAIR-databasen, jämfört med SMEDs beräkning, kan till en del förklaras av antagandet om sämre eldningsrutiner, men en annan skillnad är också att VEDAIR bygger på en mycket mer detaljerad informa-tion om vilken typ av förbränning som sker i tätorterna.
Fig. 3.2.4
Källor till NOx-utsläpp inom tätorter (små-skalig uppvärming uppskattad av SMED). - Totala utsläpp NOx (till höger)
- Fördelning på sektorer (karta, storleken på cirkel speglar totalutsläpp)
NOx 0 2 000 4 000 6 000 8 000 10 000 12 000 14 000 Väne rsbor g GävleGnos jö Älvkar leby Lund Göteb org Växjö Stockho lm Sund svall Lyckse le U ts lä pp per t ä to rt ( ton/ år ) NOx
ger även sjöfarten betydande bidrag, i kuststäderna samt i Vänersborg.
Tabell 3.2.2 Utsläpp inom respektive tätort från olika sektorer (småskalig
upp-värmning enligt SMED). Enhet: ton/år.
NOx Trafik Sjöfart Småsk.uppvärmn. Övrigt Totalt
Vänersborg 105.6 83.7 3.9 256.1 449.4 Gävle 326.0 142.0 21.6 1 435.4 1 925.1 Gnosjö 9.6 0.0 11.3 14.3 35.2 Älvkarleby/Skutskär 51.9 19.2 2.4 832.6 906.1 Lund 309.5 0.2 9.4 209.0 528.1 Göteborg 2 962.7 1 546.0 67.3 2 731.4 7 307.5 Växjö 252.4 0.0 16.7 239.1 508.3 Stockholm 7 323.5 1 222.0 256.5 5 054.8 13 856.8 Sundsvall 384.4 68.5 16.7 570.3 1 039.8 Lycksele 19.3 0.0 1.8 72.6 93.7
SMED
VEDAIR
Fig. 3.2.5Jämförelse av utsläppsfördelning NOx där småskalig uppvärmining beräknats av SMED och via databas i VEDAIR.
NOx småskalig uppvärmning
0 5 10 15 20 25 30
Vänersborg Gävle Gnosjö Älvkarleby
Ut sl äp p p e r tä to rt ( to n /å r) NOx SMED NOx VEDAIR
Fig. 3.2.5 visar god överensstämmelse mellan SMEDs uppskattning av NOx-utsläpp från småskalig uppvärmning och motsvarande värden från VEDAIR-databasen. Att PM10-utsläppen ändå skiljer sig så mycket (Fig. 3.2.3) bör således främst bero på olika antagande om de sämsta vedpannornas utsläpp.
Miljökvalitetsmålet Frisk luft och dess delmål för partiklar och kvävedioxid ska uppfyllas i alla tätortsmiljöer där folk exponeras. Följande sammanställning beskri-ver aktuell situation för luftkvaliteten både i urban bakgrund och i gatunivå. För-väntade halter presenteras också för 2020.
De 20 orterna har valts ut utifrån följande kriterier:
x Alla 10 tätorter för vilka utsläpp redovisas i avsnitt 3.1 har tagits med x Övriga 10 orter har valts för att ge en geografisk och storleksmässing
spridning
De högsta halterna återfinner vi normalt i trånga och hårt trafikerade gaturum i centrum. Eftersom SIMAIR lämpar sig just för beräkning av gaturumshalter, har vi valt ut en sådan gata för varje tätort. Halterna kommer att direkt spegla trafikinten-siteten och fordonssammansättningen på den valda gatan. I SIMAIRs originaldata-bas kommer trafikflödet och tungtrafikandelen från modellsimuleringar. Uppgifter om gatan som typ, bredd, hastighet etc kommer från NVDB. För modellen centrala data om omgivande hushöjder är dock schabloniserade till 20 m på gator med has-tighet upp till 50 km/tim och 5 m för gator med hashas-tighet 70 km/tim.
För beräknade halter har inga ändringar gjorts i SIMAIRs information om trafik och gatuförhållanden. Emissionsdatabaserna kommer från Vägverkets modellsimu-leringar och presenterades mer i detalje i miljömålsrapporten ”Luftföroreningar i svenska tätorter 2004, 2010 och 2020”, slutrapporterad av SMHI i maj 2007. Det är inte säkert att vald gata utgör den mest kritiska platsen i tätorten, och inte heller att uppgifterna för just den gatan är korrekta. Men det är troligt att det någonstans i tätorten finns en liknande gata som både är trång och har en liknande trafikvolym.
Fig. 3.3.1 Trafikflö-den på utvalda gatorna (gaturum) i de 20 tätorter-na. 0 5 000 10 000 15 000 20 000 25 000 30 000 Gno sjö Lyck sele Älvk arleby Karls krona Falun Lund Karlst ad Esk ilstu na Väne rsbo rg Gävle Växjö Norrk öping Lan dskro na Stock holm 1 Göte borg Örns kölds vik Öster sund Sund svall Öreb ro Halm stad A n ta l fo rd o n /d y g n (Å D T ) 2 004 2020
Bakgrundshalter för prognosåret 2020 beräknade i MATCH kommer från EMEPs emissionsscenarier. De urbana haltbidragen bygger på emissionsdata från SMED. Sjöfartens emissioner har inte ändrats mellan 2004 och 2020, även utsläppen från ”övrig”-sektorn är i stort sett lika. Från en studie beställd av STEM har SMED beräknat framtida emissioner (2025) från småskalig uppvärming. Trafikemissio-nerna kommer från SIMAIR och visar kraftiga minskningar i NOx och PM avgas. Emissionen av slitagepartiklar har i aktuellt scenario inte förändrats mellan 2004 och 2020. Kartor för PM10-halter år 2004 och 2020 redovisas i Fig. 3.3.2 – 3.3.9, för NOx i Fig. 3.3.10 – 3.3.17. Kommentarer återfinns efter figurerna.
Fig. 3.3.2 Årsmedelvärden av regional bakgrundshalt PM10 år 2004. Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
PM10
regional bakgrund
2004
Fig. 3.3.3 Årsmedelvärden av regional bakgrundshalt PM10 år 2020. Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
regional bakgrund
2020
Fig. 3.3.4 Årsmedelvärden av urban bakgrundshalt PM10 år 2004. Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
PM10
urban bakgrund
2004
Fig. 3.3.5 Årsmedelvärden av urban bakgrundshalt PM10 år 2020 Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
urban bakgrund
2020
Fig. 3.3.6 Årsmedelvärden av PM10 i gaturum år 2004. Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
PM10
årsmedel gatunivå
2004
Fig. 3.3.7 Årsmedelvärden av PM10 i gaturum år 2020 Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
årsmedel gatunivå
2020
Fig. 3.3.8 90-percentil av dygnsmedelvärden PM10. Halten avser gatunivå i centrum av tätort,
med trafik enligt SIMAIRs databas för 2004.
Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
PM10
90-p dygn gatunivå
2004
Fig. 3.3.9 90-percentil av dygnsmedelvärden PM10. Halten avser gatunivå i centrum av tätort,
med trafik enligt SIMAIRs databas för 2020
Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
90-p dygn gatunivå
2020
Fig. 3.3.10 Årsmedelvärden av regional bakgrundshalt NO2 för 2004. Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
NO2
regional bakgrund
2004
Fig. 3.3.11 Årsmedelvärden av regional bakgrundshalt NO2 för 2020 Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
regional bakgrund
2020
Fig. 3.3.12 Årsmedelvärden av urban bakgrundshalt NO2 för 2004. Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
NO2
Urban bakgrund
2004
Fig. 3.3.13 Årsmedelvärden av urban bakgrundshalt NO2 för 2020 Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
Urban bakgrund
2020
Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
NO2
årsmedel gatunivå
2004
Fig. 3.3.15 Årsmedelvärden av NO2 i gaturum år 2020 Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
årsmedel gatunivå
2020
Fig. 3.3.16 98-percentil av timmedelvärden NO2. Halten avser gatunivå i centrum av tätort,
med trafik enligt SIMAIRs databas för 2004.
Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
NO2
98-p timvärden gatunivå
2004
Fig. 3.3.17 98-percentil av timmedelvärden NO2. Halten avser gatunivå i centrum av tätort,
med trafik enligt SIMAIRs databas för 2020.
Lycksele Östersund Örnsköldsvik Sundsvall Falun Gävle Älvkarleby Karlstad Stockholm Örebro Eskilstuna Norrköping Gnosjö Växjö Vänersborg Göteborg
98-p timvärden gatunivå
2020
en regional bakgrundshalt som går från ca 13 μg/m3 i sydligaste Sverige och som
avtar i koncentration norrut till runt 6 μg/m3 (Fig. 3.3.2). Det urbana bidraget är för
mindre och medelstora städer relativt litet, några μg/m3, varför de flesta tätorter
redan nu klarar miljömålets 20 μg/m3 som årsmedelvärde (Fig. 3.3.4). Det är bara i
storstäderna Stockholm och Göteborg som det urbana bidraget är så pass stort att halterna i taknivå kan passera delmålsnivån (för Malmö finns ännu ingen SIMAIR-databas, men halterna bör vara lägre eftersom dubbdäcksanvändningen är betydligt mindre i Skåne).
Betydligt värre är läget för halter i gatunivå, se Fig. 3.3.6. Där har vi idag i de flesta medelstora städer årsmedelvärden över delmålsnivån och även
MKN-överskridanden i de större städernas centrala delar. De mycket höga
PM-emissionerna under våren, då vägbanan torkar upp och dubbdäck fortfarande an-vänds, bidrar till MKN-överskridanden av högsta dygnsvärden i flertalet medelsto-ra städer i mellansverige och Norrland (Fig. 3.2.8). I Skåne är situationen lite bätt-re, med mindre användning av dubbdäck
PM10-halter i framtiden: Fram till år 2020 förväntas den regionala
bakgrundshal-ten av PM10 att minska med några få μg/m3 (Fig. 3.3.2 och 3.3.3). Även det urbana
bidraget förväntas minska med några μg/m3, vilket leder till att vi år 2020 förväntar
oss att delmålet 20 μg/m3 ska uppnås som årsmedelvärde för halter i taknivå (Fig. 3.3.4 och 3.3.5). Dock innebär de mycket höga emissionerna av slitagepartiklar, vilka antagits kvartså även för år 2020, till fortsatt höga lokala haltbidrag och rela-tivt marginella förändringar av totalhalt i gatunivå (Fig. 3.3.6-9). Ökningar i trafik-volym kan t o m leda till höjda percentilvärden för år 2020, exemplifierat av Öster-sund i Fig. 3.3.8 och 3.3.9.
NO2-halter idag: För NO2 är det regionala bidraget (Fig. 3.3.10) förhållandevis
mindre och det urbana (Fig. 3.3.12) större, jämfört med PM10. Bara i de största städerna finns halter vid eller över delmålet för årsmedelvärden, 20 μg/m3. Liksom
för PM10 är också NO2-halter i gatunivå betydligt mer problematiska (Fig. 3.3.14) och de flesta medelstora städer har idag överskridanden av delmålet på 20 μg/m3
som årsmedelvärde invid vägar med tät trafik. Enligt SIMAIR är det bara de största städerna som har MKN-överskridanden för årsmedelvärdet för NO2, men mätning-ar från norrländska städer – främst Umeå – vismätning-ar att SIMAIRs urbana haltbidrag underskattas under vissa mycket kalla vinterförhållanden. Den relativt positiva bild som ges för högsta timvärden i Fig. 3.3.16, med högsta halter under delmålsgrän-sen på 60 μg/m3 för del flesta tätorterna i Sverige, borde därför modifieras med
troliga blå eller t o m röda punkter i det inre av Norrland.
NO2-halter i framtiden: NOx-utsläppen från främst trafik förväntas minska i
fram-tiden, vilket leder till avsevärda sänkningar av både regionala (Fig. 3.3.10) och urbana (Fig. 3.3.12) bakgrundshalter. Även de lokala utsläppen från trafiken inne i själva tätorterna kommer, trots ökad trafikvolym, att kraftigt reduceras. Delmålet för årsmedelvärde på 20 μg/m3 kommer således att uppfyllas åtminstone till 2020,
utom möjligen i de två största städerna (Fig. 3.3.15). Eftersom delmålet för högsta timvärde är relativt högt, 60 μg/m3, ser det ut som delmålet för extremvärden
De stora lokala bidragen till PM10-halterna i våra tätorter kommer, med undantag för några specialfall med dammande industri, från trafik och vedeldning. När trafi-ken är den dominerande källan är SIMAIR ett tillräckligt instrument för att upp-skatta totalhalter. SIMAIR innehåller emissionsdata från vedeldning, men dess påverkan beräknas enbart på urban skala, med rumslig upplösning på 1 x 1 km. Detta är alldeles för grovt, erfarenheter från BHM-projektet visar att maximal på-verkan från en grupp hus med vedeldning ligger inom ett avstånd på 50 m från utsläppet. För att uppskatta om en tätort har problem med MKN eller miljömål, inte bara runt vägarna, utan inne i bostadsområden, så har VEDAIR-systemet utveck-lats. VEDAIR beräknar halter orsakade av lokala vedkällor och trafikutsläpp, i ett valfritt rutnät, inte bara som i SIMAIR i några punkter.
För att illustrera den kompletterande information som VEDAIR medger, så visas nedan ett exempel från Gävle-området, närmare bestämt från östra Valbo i västra delen av kommunen. Riksväg 80 är där motorväg och har ÅDT på 24 000 for-don/dygn. Av exemplet framgår tydligt hur utsläppen från vedeldning och från trafiken samverkar vilket leder till att större ytor är påverkade och också att max-halterna ökar.
Modellkörningar med VEDAIR (bara trafikemissioner) och SIMAIR visar sam-stämmigt att 10 m från vägen hittar vi PM10-halter runt 18 (årsmedelvärde) och 35-38 (90-percentil) μg/m3. Med överlagrade emissioner från trafik och småskalig
vedeldning stiger årsmedelvärdet ca 10 μg/m3 till 28 μg/m3 och percentilvärdet
stiger med ca 15 μg/m3 till en nivå ovanför MKN, dvs > 50 μg/m3 (Tabell 3.4.1).
Tabell 3.4.1 Jämförelse mellan beräkningar av PM10-halter för 2004 i en punkt 10
m från riksväg 80 öster om Valbo, se Fig. 3.4.1 nedan. Enhet: μg/m3.
årsmedelvärde
2004
90-percentil
dygnsmedelvärde
SIMAIR (öppenväg-alternativet) 18.4 34.9
VEDAIR (enbart trafikemissio-ner)
18.6 38.1 VEDAIR (trafik + småskalig
vedeldning)
27.7 52.4
En naturlig slutsats av ovanstående är att de tidigare SIMAIR-beräkningarna (av-snitt 3.3) underskattar problemen med att nå under MKN och de olika delmålen. Det behöver emellertid inte nödvändigtvis vara så, eftersom SIMAIRs val av gator utgår från centrum med hårt trafikerade gaturum. De områden där vi har mest pro-blem med vedeldning ligger normalt utanför centrum, typisk i förortsområden där fjärrvärmen är dåligt utbyggd. Effekterna av trafiken är där mindre än i centrum, eftersom vi normalt betraktar vägarna där som ”öppna” och bra ventilerade. Av en händelse är den 90-percentil som SIMAIR-beräkningarna ger för Gävle centrum 52 μg/m3 (se Fig. 3.2.8), dvs samma nivå som i VEDAIR-exemplet vilket illustrerar
ovanstående resonemang. Det ska dock poängteras att VEDAIR inne i vissa bo-stadsområden i Gävle där vedeldning är speciellt vanlig, indikerar
klar risk att SIMAIR underskattar tätortens maximala föroreningshalt.
Exemplet som redovisas i Fig. 3.4.1 visar VEDAIR-systemets potential för en kommun som vill veta hur föroreningssituationen varierar över olika områden i tätorten.
Årsmedelhalter av PM10 (μg/m3) 90-percentil halter av PM10 (μg/m3)
Fig. 3.4.1 Beräknade årsmedelhalter (vänster) och 90-percentil dygnsmedelhalter
för PM10 (μg/m3):
a-b: VEDAIR med emissioner från både trafik och vedeldning
a)
b)
c)
d)
4 Slutsatser
Presentationerna av den rumsliga fördelningen av PM10- och NOx-utsläpp ger en förklaring till att luftkvaliteten i tätorter till så stor del beror på trafikens utsläpp, detta trots att utsläpp från sjöfart och energi/industri-sektorn volymmässigt är be-tydligt större. Trafikutsläppen är alltid stora i tätorter och speciellt i stora tätorter, medan sjöfartens emissioner bara berör vissa hamnar och trånga sund som t ex Öresund. Utsläpp från ”övrig”-sektorn domineras av ett mindre antal anläggningar – för partiklar inom gruvindustrin - och utsläppen medför därför begränsad påver-kan i de flesta centrala tätortsområdena. Partikelutsläpp från småskalig uppvärm-ning domineras helt av utsläpp från ett litet antal icke miljögodkända vedpannor, med en komplicerad rumslig fördelning som inte överenstämmer med trafikutsläp-pen och som inte är helt klarlagd på ett nationell plan. Det framtida arbetet med VEDAIR-systemet förväntas bidra med väsentligt föbättrad information om ved-eldningsutsläppens geografiska fördelning.
SIMAIR-simuleringar visar på problem med PM10-halter i gatunivå, där årsvärde-na överstiger delmålet i både stora och medelstora tätorter, och även MKN i några av de största städerna. För högsta dygnsvärde är läget ännu värre, där överstigs MKN i ett antal stora och medelstora städer med mycket trafik i centrum. Även om regionala och urbana bakgrundshalter förväntas sjunka till år 2020, så kan den reduceringen ätas upp av ökad lokal trafik. Eftersom utsläppsbilden lokalt domine-ras av slitagepartiklar, som inte föränddomine-ras av beslutade reduktioner av avgaspartik-lar, så innebär framtidsscenariet i stort sett samma gatuhalter år 2020 som år 2004. Skåneområdet bör dock ha en möjlighet att klara MKN och förhoppningsvis även delmålen, detta trots att Skåne har de högsta regionala bakgrundshalterna. Det är den förhållandevis låga dubbdäcksanvändningen som där möjliggör lägre lokala haltbidrag.
Enligt SIMAIR är det idag bara de största städerna som i gatumiljö har MKN-överskridanden avseende NO2-halter, medan däremot delmålet för årsvärde
överskrids i många stora och medelstora städer. Förväntade utsläppsreduktioner gör att tätortshalterna år 2020 inte kommer att överstiga MKN någonstans och delmå-len kommer också att uppfyllas utom möjligen i de allra största städerna. SIMAIR-beräkningarna bör dock tas med viss reservation för vissa tätorter i det inre av Norrland, där mätningar indikerat betydligt högre värden jämfört med modellbe-räknade.
VEDAIR-systemet är under testning och har använts för att expemplifiera vad som händer med luftkvaliteten i ett område där utsläpp från trafik och vedeldning över-lagras. Helt klart kommer områdena med höga halter och också de maximala hal-terna att öka när båda källorna samverkar. För framförallt mindre tätorter finns det starka skäl att tro att VEDAIR-beräkningar ger högre skattningar av maximala halter jämfört med SIMAIR. För stora städer där det högsta PM10-halterna hittas i trånga och hårt trafikerade gaturum i centrum är det inte lika självklart att SIMAIR underskattar de högsta halterna. VEDAIR-systemet, som komplement till SIMAIR, erbjuder en möjlighet för en kommun att med större säkerhet identifiera de områ-den som har problem med luftkvaliteten.
Biobränsle-Hälsa-Miljö Ett projekt inom Energimyndighetens FoU program. Pre-liminär slutrapport 16 juli 2003
Luftföroreningar i svenska tätorter 2004, 2010 och 2020, Vägverket och SMHI, Slutrapport maj 2007.
Omstedt G., 2007. VEDAIR ett internetverktyg för bedömning av luftkvalitet vid småskalig biobränsleeldning. SMHI rapport nr 123, 2007.
Paulrud, S., Backman, H, Segersson, D., Gustafsson, T., Ringsberg, H. (2007) Framtidsscenarier för emissioner från småskalig värmeproduktion, SMED Rapport Nr 7, 2007.
kan det nås till 2015?
Nytt delmål för ozon – kan det nås till
2015?
Innehållsförteckning
Sammanfattning 153
1. Bakgrund 154
1.1 Exempel på ozonhalter i Sverige 1996-2005 154
2. Genomförande 158
2.1 Fotokemisk spridningsmodell (MATCH) 158
2.2 Emissionsscenarier 158
3. Resultat 162
3.1 Nuläge (2004/2005-emissioner) 162
3.2 Framtidsscenarier 2020 168
3.3 Modellvalidering - Känslighetsstudie 182
3.4 Effekt av ytterligare emissionsminskningar utöver CAFEs emissions-
scenarier 194
3.5 Påverkan från den internationella sjöfartens utsläpp 195 3.6 Påverkan på framtida ozonhalter i Sverige av förändringar i den storskaliga
bakgrundshalten av ozon 203
3.7 Påverkan på framtida ozonhalter i Sverige av klimatförändringar 208
4. Slutsatser 209
4.1 Nytt delmål för marknära ozon - 100 ȝg/m3 209 4.2 Nytt delmål för marknära ozon – andra alternativ 210
4.3 De nuvarande miljömålen för marknära ozon 210
5. Referenser 211
Studien utfördes under perioden juli 2007 till november 2007. Följande personer har medverkat: x Robert Bergström, SMHI (modellering ozonscenarier)
Möjligheten att uppnå ett nytt miljö-delmål för marknära ozon, baserat på WHO:s föreslagna gräns-värde 100 ȝg/m3, som 8-timmarsmedelhalt, har utretts, genom modellberäkningar med en fotokemisk
spridningsmodell (MATCH), för olika europeiska utsläppsscenarier. Beräkningar har gjorts med me-teorologiska data för fyra olika år, för att bedöma inverkan av meteorologisk variabilitet.
Under förutsättning att den nuvarande ökningen av den hemisfära bakgrundshalten av ozon upphör så visar beräkningsresultaten att halten 100 ȝg/m3 förväntas överskridas maximalt ca 35 dagar per år i
Sverige, som medelvärde över fyra år, med rimliga antaganden om emissionsförändringar till år 2020 i Europa.
Till år 2015 beräknas gränsvärdet 102 ȝg/m3 kunna nås med maximalt 35 överskridanden per år i
lan-det (som genomsnitt över fyra år). För att nå lan-det föreslagna nya miljömålet 100 ȝg/m3 redan till år
2015 krävs att utsläppsminskningarna i Europa går snabbare än vad som förutses i EU:s Clean Air For Europe (CAFE) projekt.
Jämförelser av effektiviteten av NOx- respektive VOC-utsläppsminskningar i Europa, för 2020 års utsläppsnivåer, visar att effekten på antalet dagar med överskridanden av 100 ȝg/m3-nivån i Sverige
blir betydligt större av NOx-reduktioner än den av VOC-minskningar. Från ett marknära-ozon-perspektiv är det viktigare att NOx-utsläppen kan minskas än att VOC-utsläppen går ner i Europa. De framtida ozonhalterna påverkas även av andra faktorer än emissionsförändringar. Två exempel på sådana faktorer är klimatförändringar och förändringar i den hemisfära bakgrundshalten av ozon. MATCH-modellen har använts för att uppskatta vilka haltförändringar som skulle kunna orsakas av möjliga ändringar i klimat och hemisfär bakgrundshalt (den senare uppskattad till en ökning med 4 ppb).
Ett förutspått framtida klimatscenario, för perioden 2021-2050, innebär i sig små förändringar av ozonhalterna i norra Europa. Däremot skulle en ökad hemisfär bakgrundshalt av ozon innebära en mer generell höjning av ozonbelastningen i Sverige. En hemisfär ökning av bakgrundshalten, i den omfatt-ning som studerats i detta projekt (+4ppb), skulle medföra att det blir omöjligt att nå det föreslagna nya miljömålet för ozon.
Som en del av studien har påverkan från den internationella sjöfartens utsläpp på antalet dagar med överskridanden av det föreslagna nya gränsvärdet undersökts. Resultaten visar att sjöfarten kommer att vara starkt bidragande till ozonhalterna i Sverige år 2020. Om NOx-utsläppen från sjöfarten kan mins-kas, i liknande grad som landbaserade källors utsläpp förväntas minska, förbättras möjligheterna mar-kant att nå WHO:s målnivå för ozon i Sverige.
När det gäller nuvarande svenska miljömål för marknära ozon visar resultaten i denna studie att det är omöjligt att uppnå generationsmålet för ozon (70 ȝg/m3) inom överskådlig tid. För 2020 beräknas
fortfarande stora delar landet överskrida denna halt mer än 180 dagar per år.
Beräkningarna visar även att det nuvarande delmålet för marknära ozon, 120 ȝg/m3, som maximal
8-timmarsmedelhalt år 2010, är ouppnåeligt, som det är formulerat idag. Fortfarande 2020 förväntas 120 ȝg/m3-nivån överskridas i Sverige vid någon eller några dagar per år för normalår och eventuellt
be-1 Bakgrund
Det nuvarande svenska delmålet för marknära ozon, 120 ȝg/m3 som 8-timmarsmedelvärde, sattes utifrån WHO:s rekommendationer (WHO, 2000) för att skydda människors hälsa. Detta delmål har funnits sedan 2001 och det finns även en precisering av generationsmålet (till år 2020) om 70 ȝg/m3
som 8-timmarsmedelvärde.
EU:s direktiv för marknära ozon (2002/3/EG) anger som målvärde för 2010 att 8-timmarsmedelvärdet av ozonhalten inte får överstiga 120 ȝg/m3 under mer än 25 dagar per kalenderår, i medeltal över tre år. Detta direktiv är alltså betydligt mindre strikt än det svenska delmålet om inga överskridanden
överhuvudtaget.
I proposition 2004/05:150 föreslog regeringen att:
- Delmålet för ozon till skydd för människors hälsa bör ses över med anledning av den nya kunskap som framkommit om negativa hälsoeffekter av ozon.
- Miljökvalitetsmålet bör kompletteras med ett nytt delmål för marknära ozon till skydd för växtlighe-ten.
I WHO:s reviderade Air Quality Guidelines från 2005 (WHO, 2005) skärps bedömningen av marknära ozon. Den nya rekommendationen sätts till 100 ȝg/m3 som 8-timmarsmedelvärde.
Det är angeläget att se över om, och i så fall hur, det är möjligt att skärpa det nuvarande delmålet i enlighet med WHO:s rekommendationer. Naturvårdsverket har därför givit SMHI i uppdrag att utreda möjligheterna att nå WHO:s rekommenderade gränsvärde för ozon till år 2015 alternativt 2020. Uppdraget bygger på den tidigare rapporterade studien ”Beräkning av ozonhalter, exponering och hälsoeffekter för år 2004/2005 och 2020” (SMHI, 2007).
1.1 Exempel på ozonhalter i Sverige 1996-2005
Sveriges ozonhalter är tämligen låga i ett europeiskt perspektiv men WHO:s föreslagna gränsvärde 100 ȝg/m3 överskrids i nuläget ett stort antal dagar per år. I Diagram 1.1 visas, som exempel, det årliga
antalet dagar med överskridanden av 100 ȝg/m3-nivån uppmätt vid stationen Vavihill i Skåne för åren
1996-2005.
Som framgår av Diagram 1.1 så varierar antalet dagar med överskridanden kraftigt mellan olika år. För Vavihill var 1998 ett extremt lågbelastat år med bara 14 dagar med överskridanden medan åren 2002 och 2003 båda hade mer än fem gånger så många dagar med överskridanden (>70) trots att de europeiska antropogena utsläppen av ozonbildande ämnen bedöms ha varit lägre under 2002-2003 än 1998. Även när det gäller treårs-medel av antalet dagar med överskridanden så är variationen mycket stor mellan treårsperioderna. Perioden 2001-2003 hade i genomsnitt över 60 överskridande-dagar medan 1998-2000 hade färre än 30.
Diagram 1.2 visar antalet överskridanden över det nu gällande svenska delmålet (och EUs direktiv) för marknära ozon 120 Pg/m3 som 8-timmarsmedelhalt. EU-direktivets mål (för 2010) på högst 25 dagar
logiska år (1999-2001 och 2003) använts för att på ett rimligt sätt fånga en del av år-till-år variabilite-ten i ozonhalterna.
Observerat antal överskridanden av 100Pg/m3 i Vavihill (SE11)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 År A n ta l d a g a r me d hö gs ta 8 h -me d e lha lt öv e r 10 0P g/m 3
Antal dagar >100 ug/m3 3-årsmedel (senaste 3 åren)
Diagram 1.1 Uppmätt antal dagar med överskridanden av gränsvärdet 100 Pg/m3 som
8-timmarsmedelhalt av ozon vid EMEP-stationen Vavihill i Skåne. I diagrammet visas dels antalet dagar för de enskilda åren 1996-2005 och dels 3-årsmedel av antalet dagar med överskridanden. Observa-tionsdata har hämtats från EMEPs hemsida (www.emep.int).
Observerat antal överskridanden av 120Pg/m3 i Vavihill (SE11) 0 5 10 15 20 25 30 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 År A n ta l d a g a r me d hö gs ta 8 h -me d e lha lt öv e r 12 0P g/ m 3
Antal dagar >120 ug/m3 3-årsmedel (senaste 3 åren)
Diagram 1.2 Uppmätt antal dagar med överskridanden av gränsvärdet 120 Pg/m3 som
8-timmarsmedelhalt av ozon vid EMEP-stationen Vavihill i Skåne. I diagrammet visas dels antalet dagar för de enskilda åren 1996-2005 och dels 3-årsmedel av antalet dagar med överskridanden. Observa-tionsdata har hämtats från EMEPs hemsida (www.emep.int).
2 Genomförande
2.1 Fotokemisk spridningsmodell (MATCH)
För att beräkna ozonhalterna i Sverige används en regional fotokemisk modell, MATCH (Multi-scale ATmospheric Transport and CHemistry model). MATCH-modellen, som utvecklats vid SMHI, har använts under många år i, bland annat, den svenska miljöövervakningen och för modellering av luft-kvalitet i Europa. Modellen kan användas på olika skalor, från urban skala med ca 1-5km horisontell upplösning till global skala.
MATCH fotokemimodell för Europa har utvärderats och jämförts med andra liknande modeller i flera europeiska forskningsprojekt, senast i EURODELTA-projektet (van Loon et al., 2007; Vautard et al. 2006). En noggrann beskrivning av MATCH fotokemimodell för Europa ges i Andersson et al., 2007. Med tanke på de relativt stora osäkerheter som råder när det gäller utsläppsändringar fram till 2020 och det faktum att ozon är en luftförorening av regional karaktär så har i huvudsak beräkningar gjorts för hela Europa, med ca 44km × 44km upplösning. För en del scenarier har modellen sedan körts i ett andra steg, med ca 11km × 11km upplösning för Sverige. Den Europaskaliga modellens resultat har då använts som bakgrundshalter för Sverigemodellen. Två-stegsförfarande ger en något mer detaljerad bild av ozonbelastningens variation i Sverige.
Beräkningar har utförts för fyra olika meteorologiska år (för de flesta emissionsscenarierna). Meteoro-logiska data för 1999, 2000, 2001 och 2003, från SMHIs väderprognosmodell HIRLAM, har använts i simuleringarna.
Resultat presenteras delvis för enskilda år och delvis för medel av de fyra åren. Dessa
4års-medelvärden bör betraktas som låg uppskattningar av de treårs4års-medelvärden som dagens europeiska miljömål arbetar med. Det nuvarande svenska delmålet för ozon har ingen skrivning om flerårsmedel-värden och ska alltså i princip gälla varje enskilt år, även ett extremt väderår som 2003.
Ozonhalterna påverkas, förutom av utsläpp i Europa, även i hög grad av bakgrundshalten av ozon över norra halvklotet; speciellt viktigt för Sveriges del är ozonkoncentrationerna över Norra Atlanten. Den-na studies huvudsyfte är att undersöka vilken påverkan förändrade utsläpp av ozongenererande ämnen i Europa kan förväntas ha de kommande 15 åren; bakgrundshalterna av ozon, utanför MATCH-Europa området, har därför hållits lika i simuleringarna med 2004/5 års emissioner och de med 2020 års ut-släpp; randvärden representativa för respektive meteorologiskt år (1999, 2000, 2001 resp 2003) har använts.
I verkligheten tycks inte bakgrundshalten av ozon vara stabil utan öka. Modellberäkningar med ökade bakgrundshalter av ozon har därför också utförts; dessa simuleringar, som har karaktären av känslig-hetsstudie, diskuteras i ett separat avsnitt (3.6).
2.2 Emissionsscenarier
Historiska emissionsdata för 1999, 2000, 2001 och 2003 (hämtade från EMEP) har också använts för utvärdering av modellnoggrannhet och beräkning av korrektionsfaktorer för en känslighetsstudie, som redovisas i kapitel 3.3.
Scenarier för 2020 års emissioner
Utsläppsdata från EU-programmet CAFE (Clean Air For Europe) har använts.
Som basfall har det så kallade Current Legislation (CLE) scenariot använts med antagandet att en klimat-policy läggs till (antaget ett pris på 20 €/ton CO2). Utförlig information om scenariot ges i
Amann et al. (2004): IIASA-rapporten: http://www.iiasa.ac.at/rains/CAFE_files/CAFE-MFR3.pdf. I den följande texten benämns detta scenario CLE+CLIMATE
Som ett renast tänkbara 2020 har det så kallade Maximum Technically Feasible Reduction (MFR) scenariot använts med ett strängare klimat-policy scenario (antaget ett pris på 90 €/ton CO2). Även
detta scenario, som här benämns MFR-Deep, beskrivs i Amann et al. (2004).
Mellan dessa två ”extrema” utsläppsprognoser har CAFE-programmet med hjälp av beräkningar med RAINS-modellen tagit fram ett antal optimerade emissionsscenarier för att till lägsta möjliga kostnad nå olika europeiska miljömål. I denna studie har två av dessa optimerade scenarier, benämnda
D23LOW och D23HIGH, använts. LOW och HIGH står för Low och High ambition levels, dvs
D23HIGH innebär större utsläppsminskningar än D23LOW. D23-scenarierna beskrivs i Amann et al. (2005): IIASA-rapporten http://www.iiasa.ac.at/rains/CAFE_files/CAFE-D3.pdf.
IIASA beräknar merkostnaderna (jämfört med CLE-scenariot) för att införa utsläppsbegränsningarna i D23LOW till ca 6 miljarder €/år och för D23HIGH till ca 15 miljarder €/år. (Som en jämförelse anges kostnaden för att gå till MFR-scenariot till ca 40 miljarder €/år.)
Det bör noteras att inom CAFEs D23-scenarier har endast EU25-ländernas utsläpp minskats jämfört med CLE+CLIMATE scenariot.8
Sjöfarts-emissioner
Till skillnad från landbaserade utsläpp så förväntas i CAFEs CLE och D23-scenarier att den interna-tionella sjöfartens emissioner kommer att öka relativt kraftigt till 2020. De enda begränsningar som antas införda 2020 är minskad svavelhalt i bränslet för viss sjöfart (speciellt på Nordsjön, Östersjön och för passagerartrafik, samt i hamnar) och bättre NOx-rening för fartyg byggda efter 2000.
På grund av den förväntade tillväxten för sjöfarten till 2020 så leder detta till kraftigt ökande NOx och VOC-utsläpp från internationell sjöfart. Detsamma gäller svavelutsläppen bortsett från Nordsjön och Östersjön. För NOx förväntas den internationella sjöfarten i Europas ”närområde” år 2020 i CLE-scenariot bidra med större utsläpp än EU-25 länderna tillsammans! (Internationell sjöfart: 5951kton NOx; EU-25: 5888kton NOx)9
8 För Sveriges del är det förstås av intresse att även Norge reducerar sina utsläpp i en liknande takt som EU25-länderna. Om
I MFR-scenariet ingår minskningar av den internationella sjöfartens NOx-utsläpp med ca 23 % jäm-fört med 2004 års utsläppsnivå eller ca 49 % lägre än utsläppen i CLE- och D23-scenarierna.
Ytterligare NOx- och VOC-utsläppsminskningar
Eftersom D23LOW är ungefär den nivå på utsläppsreduktioner som kan antas vara (ekono-miskt/politiskt) rimligt att EU kan komma att nå genom tekniska åtgärder till 2020 har ett antal scenarier även studerats med dessa emissioner som basnivå för ytterligare NOx och
VOC-minskningar. (Dessa minskningar skulle exempelvis kunna komma från minskade utsläpp pga ekono-miska styrmedel snarare än tekniska åtgärder.) Dessa beräkningar redovisas i kapitel 3.4.
2.2.1 Emissionsdata för Europa
Geografiskt uppdelade emissionsdata för de olika nuläges- och framtidsscenarierna hämtades från EMEP:s hemsida (www.emep.int). Dessa data ges med 50km×50km upplösning over Europa och angränsande land- och havsområden. Utsläppsdata har sedan interpolerats till MATCH beräkningsom-råde med ca 44km×44km upplösning.
2.2.2 Emissionsdata för Sverige
För Sverige har utsläppsdata från SMED (Svenska MiljöEmissionsData) använts. Geografiskt fördela-de emissionsdata gällanfördela-de år 2005, som tagits fram inom SMED, på uppdrag av Naturvårdsverket inför Sveriges rapportering under CLRTAP (Convention On Long Range Transboundary Air
Pollu-tion) användes i detta projekt.
Den fina geografiska upplösningen i SMED-data har använts även för CAFE:s framtidsscenarier i detta projekt. De svenska totalemissionerna i respektive utläppssektor tas från CAFE-scenarierna men den geografiska fördelningen ersätts med SMED:s fördelning.
NOx-emissions from the EU-25 countries and International shipping on seas within, or close to, Europe
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000
2004 CLE-CLIMATE D23LOW D23HIGH MFR-DEEP
Emission scenario NOx-emissi on s (kt NOx) EU25 International Shipping
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000 9000 10000
2004 CLE-CLIMATE D23LOW D23HIGH MFR-DEEP
Emission scenario NMVOC-emiss ion s (kt VO C) EU25 International Shipping
Diagram 2.2 NM-VOC-utsläpp inom EU25-länderna (dvs EU utom Rumänien och Bulgarien) och
från internationell sjöfart (på Östersjön, Nordsjön, Medelhavet, Svarta Havet och de delar av Nordat-lanten som ligger närmast Europa) i de olika emissionsscenarier som studerats i detta projekt.
3 Resultat
3.1 Nuläge (2004/2005-emissioner)
3.1.1 Överskridanden av olika tröskelnivåer med dagens utsläpp
En illustration av hur ”nulägessituationen” ser ut i Sverige när det gäller antalet dagar med 8-timmars ozonhalter, som överskrider olika tröskelvärden ges i diagram 3.1.1. Diagrammet är baserat på beräk-ningar för fyra olika meteorologiska år (1999, 2000, 2001 och 2003) med emissionsdata som motsva-rar 2004/2005 års nivåer. Av diagrammet framgår att i nuläget skulle Sverige klara ett strängare gräns-värde än det mål som satts upp inom EU för 2010 (120 ȝg/m3 skall inte överskridas mer än 25 dagar
per år som genomsnitt över tre år). Notera att antalet överskridande-dagar i stort sett ökar med en fak-tor två om man jämför det föreslagna tröskelvärdet 100 ȝg/m3 med alternativet 110 ȝg/m3.
Exceedance days over different thresholds, with Present-day (2004/05) emissions
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 100 102 104 106 108 110 112 114 116 118 120 threshold (Pg/m3) MAX IMUM n u m b er o f exceed an ce-d ays i n S w ed en (4 -year averag e)
Diagram 3.1.1 Maximala antalet dagar med överskridanden i Sverige av olika tröskelvärden för
dyg-nets högsta 8-timmars ozonhalt med emissioner på 2004/2005 års nivå; genomsnitt för fyra olika me-teorologiska år (1999, 2000, 2001 och 2003).
Figur 3.1.1 visar det beräknade genomsnittliga antalet dagar med överskridanden av tröskelvärdet 120 ȝg/m3 för ozon i Europa med 2004 års utsläpp. Som framgår av figuren uppnår hela Norden och Ös-tersjöområdet EU:s gränsvärde med god marginal enligt beräkningarna. Syd- och Centraleuropa överskrider dock EU:s mål (för 2010) med dagens utsläppsnivåer.
I Figur 3.1.2 visas beräknat antal dagar med överskridanden av 100 ȝg/m3-nivån. För de flesta av Eu-ropas länder överskrids den lägre tröskelnivån mer än 25dagar per år (som genomsnitt över de fyra meteorologiska åren). Det enda undantaget är Estland (och möjligen Färöarna och Island).
Figur 3.1.1 Beräknat antal dagar med högsta 8-h medel ozonhalt över 120 ȝg/m3 med utsläpp
basera-de på 2004/2005 års nivåer; genomsnitt för basera-de fyra meteorologiska åren 1999, 2000, 2001 och 2003. Enhet: dagar.
Figur 3.1.2 Beräknat antal dagar med högsta 8-h medel ozonhalt över 100 ȝg/m3 med utsläpp
basera-de på 2004/2005 års nivåer, genomsnitt för basera-de fyra meteorologiska åren 1999, 2000, 2001 och 2003. Enhet: dagar.
En förstorad bild av situationen i Norden ges i Figur 3.1.3. För Sveriges del överskrids 100 ȝg/m3 mer
än 40 dagar per år, som genomsnitt för fyra år, i stora delar av Götaland. Motsvarande kartor för de enskilda meteorologiska åren finns i Appendix (Figur A-1).
Figur 3.1.3 Beräknat antal dagar med överskridanden av det föreslagna gränsvärdet 100 ȝg/m3, med
utsläpp baserade på 2004/2005 års nivåer, genomsnitt för de fyra meteorologiska åren 1999, 2000, 2001 och 2003.
Sveriges emissioners påverkan på antalet dagar med överskridanden
För att bedöma hur stor påverkan Sveriges utsläpp har på antalet dagar med överskridanden av olika gränsvärden har beräkningar utförts med samtliga svenska antropogena emissioner avstängda. Dessa beräkningar ger en uppfattning om hur stor potential svenska emissionsförändringar har att påverka ozonhalterna i landet.
liten men inte helt försumbar.
De svenska utsläppen har störst betydelse i Mälardalslänen samt Östergötlands och Västra Götalands län. I stora delar av dessa län ger de svenska utsläppen upphov till ca 10 extra dagar med överskridan-den jämfört med en tänkt situation utan svenska utsläpp. Detta är dock inte mer än ca 1/4 - 1/3 av det totala antalet överskridanden i samma områden.
Figur 3.1.4 Beräknad påverkan från svenska (antropogena) utsläppskällor på antal dagar med
över-skridanden av det föreslagna gränsvärdet 100 ȝg/m3, med utsläpp baserade på 2004/2005 års nivåer; genomsnitt för de fyra meteorologiska åren 1999, 2000, 2001 och 2003.
0 5 10 15 20 25 30 35 100 102 104 106 108 110 112 114 116 118 120 threshold (Pg/m3) Population weighte d Average number of exceedance-days in S w eden (4-year aver age)
Swedish emissions removed
Diagram 3.1.2 Det (befolkningsviktade) genomsnittliga antalet dagar med överskridanden av olika
tröskelvärden för dygnets högsta 8-timmars ozonhalt med nulägesemissioner i Europa. Genomsnitt för fyra olika meteorologiska år (1999, 2000, 2001 och 2003). Den blå kurvan visar resultaten med samt-liga Europiska emissioner och den röda visar motsvarande resultat för simuleringar utan Sveriges (antropogena) utsläpp.
Exceedance days over different thresholds, with Present-day (2004/05) emissions Maximum in Sweden 0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 100 102 104 106 108 110 112 114 116 118 120 threshold (Pg/m3) MAX IMU M num ber of e xceedance-days i n Sw eden (4-year aver age) 2004/05 emissions
Swedish emissions removed
Diagram 3.1.3 Maximala antalet dagar med överskridanden av olika tröskelvärden för dygnets högsta
8-timmars ozonhalt med nulägesemissioner i Europa. Genomsnitt för fyra olika meteorologiska år (1999, 2000, 2001 och 2003). Den blå kurvan visar resultaten med samtliga Europiska emissioner och den röda visar motsvarande resultat för simuleringar utan Sveriges (antropogena) utsläpp.
I Diagram 3.1.2 och 3.13 visas de svenska utsläppens inverkan på antalet dagar med överskridanden av olika tröskelvärden, dels ett befolkningsviktat medelvärde (3.1.2) och dels det maximala antalet
