för arsenik, kadmium,
nickel och bens(a)pyren
rapport 5882 • oktober 2008
Beställningar
Ordertel: 08-505 933 40 Orderfax: 08-505 933 99 E-post: natur@cm.se
Postadress: CM-Gruppen, Box 110 93, 161 11 Bromma Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln
Naturvårdsverket
Tel 08-698 10 00, fax 08-20 29 25 E-post: natur@naturvardsverket.se
Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm Internet: www.naturvardsverket.se
ISBN 978-91-620-5882-1.pdf ISSN 0282-7298
© Naturvårdsverket 2008 Tryck: CM Gruppen AB
Omslagsfoto: Helena Sabelström, Naturvårdsverket (vedtrave, moln) Elin Håkansson, Naturvårdsverket (tappning)
1 Förord
Regeringen har gett Naturvårdsverket i uppdrag att föreslå miljökvalitetsnormer för arsenik, nickel, kadmium och bens(a)pyren. Bakgrunden är att gränsvärden för arsenik, kadmium, nickel och bens(a)pyren har antagits genom Europaparlamentets och rådets direktiv 2004/107/EG. Direktivet ska vara genomfört i svensk lagstift-ning senast den 15 februari 2007. Naturvårdsverket har tidigare erhållit ett liknande uppdrag men då enbart för bens(a)pyren. Det tidigare uppdraget finns redovisat i rapporten ”Nya miljökvalitetsnormer och delmål för miljökvalitetsmålet Frisk luft” NV rapport 5357, mars 2004.
Som underlag till uppdraget har föreliggande rapport tagits fram av Gun Löfblad och Ebba Löfblad, Profu AB. Avsnittet om effekter på människan hälsa har utarbetats av Lars Barregård, Västra Götalandsregionens Miljömedicins-ka Centrum. Titus Kyrklund, Naturvårdsverket, har varit projektledare.
Regeringsuppdraget redovisades den 21 december 2006 och ingår som bilaga 2 i denna rapport.
Innehåll
1 FÖRORD 3 2 SAMMANFATTNING 7 3 SUMMARY 11 4 BAKGRUND 13 4.1 Direktivet 134.1.1 Arsenik, kadmium och nickel samt bens(a)pyren 14
4.1.2 Kvicksilver 15
4.2 Miljö- och hälsoeffekter av arsenik, kadmium, nickel samt polycykliska
aromatiska kolväten 16
4.2.1 Arsenik 16
4.2.2 Kadmium 17
4.2.3 Nickel 18
4.2.4 Bens(a)pyren 19
5 UTSLÄPP OCH HALTER I LUFT 21
5.1 Behov av underlag 21
5.2 Källor till utsläppen av metaller och PAH 22 5.2.1 Utsläppskällor och deras förändring sedan 1980-talet 22
5.2.2 Utsläpp av PAH 22
5.2.3 Utsläpp av metaller 23
5.2.4 Uppskattning av haltbidrag från utsläppsdata 25
5.3 Halter i luft – uppmätta och beräknade 25
5.3.1 Halter av bens(a)pyren i luft 26
5.3.2 Halter av metaller i luft 35
5.3.3 Slutsatser om underlag för att bedöma överskridanden 37
6 KONSEKVENSER FÖR OLIKA VERKSAMHETER AV OLIKA MÅLNIVÅER 38
6.1 Slutsatser om förväntade överskridanden 38
6.1.1 Överskridanden för bens(a)pyren 38
6.1.2 Överskridanden för arsenik 38
6.1.3 Överskridanden för kadmium 39
6.1.4 Överskridanden för nickel 40
6.2 Åtgärdsbehov/kostnader i olika typer av verksamheter 40 6.2.1 Åtgärder mot utsläpp från småskalig förbränning av niobränsle 40 6.2.2 Åtgärder mot utsläpp från punktkällor 42
6.3 Övervakningsbehov/kostnader 42
6.3.1 Övervakningsbehov 42
6.3.2 Bedömning av mätbehov 42
BILAGA 1 50
Mätdata för metaller och bens(a)pyren 50
BILAGA 2 57
Redovisning av regeringsuppdrag – Förslag till miljökvalitetsnormer för arsenik, kadmium, nickel och bens(a)pyren
2 Sammanfattning
Ett nytt dotterdirektiv till ramdirektivet för luftkvalitet har antagits, nämligen direk-tiv 2004/107/EG av den 15 december 2004 om arsenik, kadmium, kvicksilver, nickel och polycykliska aromatiska kolväten i luften. Direktivet ska vara genomfört i svensk lagstiftning senast den 15 februari 2007. Syftet med direktivet är att fast-ställa målvärden för arsenik, kadmium, nickel och bens(a)pyren (markör för PAH) i luften och fastställa gemensamma metoder och kriterier för utvärdering av kon-centrationen i luften av arsenik, kadmium, kvicksilver, nickel och PAH samt av nedfallet av arsenik, kadmium, kvicksilver och PAH. Dessutom är syftet att se till att relevant information om koncentrationerna i luft och om nedfallet finns tillgäng-ligt i tillräcklig omfattning och att allmänheten informeras om den.
Skälen till att reglera halterna i omgivningsluften av metallerna och
bens(a)pyren är de effekter som utsläppen till luft av dessa ämnen kan förorsaka på människors hälsa och i miljön. De aktuella ämnena är alla cancerframkallande och det går inte att fastställa någon tröskel för skadlig verkan på människors hälsa. Skyddsnivån för de olika ämnen som direktivet behandlar är tillräcklig för metal-lerna, i stort motsvarar målnivån den så kallade ”lågrisknivån” med 1 extra cancer-fall per 100 000 invånare vid livslång exponering. Emellertid är skyddsnivån för bens(a)pyren i direktivet lägre eller 10 fall av lungcancer per 100 000 invånare som livstidsrisk vilket överstiger den lågrisknivå som Institutet för Miljömedicin re-kommenderar och som Naturvårdsverket som regel tillämpar. Det är således ange-läget att för bens(a)pyren välja en bättre skyddsnivå än den som anges som mål-värde i direktivet.
EG-direktiven om luftkvalitet har i första hand införts i svensk lagstiftning i förordningen (2001:527) om miljökvalitetsnormer för utomhusluft.
Eftersom direktivet är ett minimidirektiv är det möjligt att gå längre än det som direktivet kräver. De förslag till miljökvalitetsnormer som diskuteras är:
• Alternativ 1, miljökvalitetsnorm för bens(a)pyren på 0,5 ng/m3 som inte bör överskridas efter 31 december 2009. Miljökvalitetsnormer för arse-nik, nickel och kadmium på samma nivå som direktivet.
• Alternativ 2, miljökvalitetsnormer för arsenik, nickel, kadmium och bens(a)pyren på samma nivå som direktivet som inte bör överskridas ef-ter 31 december 2012.
En genomgång har gjorts av lokala, regionala och nationella miljöövervak-ningsdata hos datavärden för luftkvalitet. Kontakter har tagits med alla länsstyrel-ser i landet, samt branschorganisationer och enskilda företag med förfrågan om mätdata.
Eftersom miljökvalitetsnormerna ska fastställas som årsmedelvärden, ska de data som används för kontroll kunna mätas som eller omräknas till årsmedelvärden. Förutom mätdata i omgivningsluft har uppgifter om utsläpp från olika sektorer och olika punktkällor studerats för att kunna ge en uppfattning av storleksordningar på halter i punktkällornas omgivningar.
Tidigare skedde stora utsläpp av arsenik från smältverk som Rönnskärsverket. Idag domineras emellertid de kända industriutsläppen av arsenik av massaindustrin. Utsläppen av kadmium från svenska källor är av mindre betydelse. Mindre utsläpp sker från förbränning i massaindustrin samt från metallindustri och smältverk. Nickelemissioner sker från järn- och stålindustrin främst vid framställningen av rostfritt stål. De största anläggningarna som använder och emitterar nickel har ett årligt utsläpp kring 200-300 kg nickel per år. Genom åtaganden enligt IPPC-direktivet kan utsläpp av främst arsenik och nickel via diffus damning komma att minska.
Överlag är metallhalterna i omgivningsluften mycket låga även i storstäderna. Emellertid har förhöjda halter av arsenik kunnat konstateras i Landskrona i anslut-ning till ett industriområde. Den exakta källan har inte kunnat fastställas. Förhöjda halter av nickel har kunnat uppmätas på några få platser i anslutning till metallin-dustri, Avesta och Sandviken. Mätningarna är få och genomförda endast under kortare tidsperioder på utsatta platser i omedelbar närhet till industriområdena. Det är därför inte klarlagt om de föreslagna miljökvalitetsnormernas årsmedelvärden överskrids. Sammanfattningsvis riskeras överskridanden endast på några enstaka platser men ytterligare kartläggning krävs för att säkerställa eventuella över-skridanden av de föreslagna normvärdena och för att identifiera källor till utsläp-pen.
Ett syfte med direktivet är kartläggning av halter i omgivningsluften av de ak-tuella luftföroreningarna. Genom kraven på mätningar då utvärderingströsklarna överskrids ställs krav på kartläggning av halterna och bedömning av om miljökva-litetsnormerna överskrids på de platser där stickprov nu visat förhöjda halter.
De idag mest betydelsefulla utsläppen av bens(a)pyren är från vedeldning och i mindre grad från trafiken. Tidigare skedde betydande utsläpp från råframställning av aluminium. Dessa utsläpp är på väg att försvinna genom ändrad processteknik. Vissa utsläpp sker från koksverk men dessa bedöms idag vara av mindre betydelse.
Kartläggning av bens(a)pyren har skett på ett antal orter med olika mycket ved-eldning. Dessutom har modellberäkningar genomförts. Dessa mätningar och beräk-ningar har genomförts under vinterhalvåret eller under en kortare tid då halterna varit höga. Under sommarhalvåret kan halterna antas vara mycket låga på grund av låga utsläpp och förmånligare omblandning av luften. Därför klaras den föreslagna miljökvalitetsnormen i de flesta tätorter även där vedeldning sker i mera begränsad omfattning. Emellertid på platser med ogynnsam meteorologi och utbredd vedeld-ning riskerar normnivån 0,5 ng/m3 som årsmedelvärde att överskridas. Det är där-för angeläget med lämpliga styrmedel där-för att minska utsläppen från vedeldning.
Tidigare förslag på åtgärder för att minska utsläppen från vedeldning har inne-burit krav på ackumulatortank eller krav på att uppfylla Boverkets byggregler. Emellertid saknar dessa åtgärder tillräckliga effekter på omgivningsluften enligt nyligen genomförda emissionsstudier i fält på befintliga pannor. Ska en önskad förbättring av luftkvaliteten uppnås så måste eldningsutrustning för helved uppnå de krav som motsvarar ”Svanen”-märkning eller ge motsvarande emissioner alter-nativt ger en övergång till pellets ännu lägre utsläpp.
Om man antar att det i de områden där normnivån 0,5 ng/m3 som årsmedelvär-de för bens(a)pyren riskerar att överskridas, årsmedelvär-de inre årsmedelvär-delarna av Sverige från Värm-land och norrut, finns ca 30 000 pannor av äldre slag som bör bytas ut av uppskatt-ningsvis totalt 100 000 i hela landet som bör bytas. Om andelen oklassade pannor minskar till knappt 20 %, bedöms den viktade emissionen (ca 0,02 mg/MJ) ge haltbidrag som klarar en förslaget till miljökvalitetsnorm för bens(a)pyren på 0,5 ng/m3 som årsmedelvärde. Investeringskostnaden per panna bedöms bli någonstans mellan 60 000 och 120 000 beroende på vilken modell och automatiseringsgrad som väljs. Med 6 % ränta och 35 års livslängd kan den årliga kostnaden uppskattas till mellan 120 och 240 miljoner kr. Drygt hälften av alla pannor i landet är gamla och bör bytas ut ändå. Den faktiska merkostnaden blir alltså betydligt lägre. En miljökvalitetsnorm enligt alternativ 2 skulle inte medföra några merkostnader i utbyte av pannor. Det blir dock svårt att nå delmålet för bens(a)pyren på 0,3 ng/m3 till 2015 under sådana förhållanden. Normen är en så kallad ”bör” norm som ska uppfyllas ”i möjligaste mån”. Därför kan lämpliga styrmedel utformas så att eld-ningsutrustningen gradvis byts ut. På så sätt undviks ryckighet i marknaden. Om beslut om effektiva styrmedel kommer till stånd så kan en miljökvalitetsnorm för bens(a)pyren på 0,5 ng/m3 i huvudsak klaras till 31 december 2009.
Direktivet ställer vissa minimikrav på kontroll av luftkvaliteten med avseende på de aktuella luftföroreningarna i bakgrund.
Antal mätplatser i bakgrundsmiljö
Bens(a)pyren As, Cd, Ni
Antal mätplatser med halter över övre utvärderingströskeln
som krävs 4 4
Antal pågående mätningar
med tillräckliga mätkrav 2 3
För bens(a)pyren bör ytterligare två stationer bekostas av staten och för me-tallmätningarna bör ytterligare en bekostas av staten.
I tabellen nedan anges behovet av luftkvalitetskontroll i tätortsmiljö där halter-na överstiger övre utvärderingströskeln 0,4 ng/m3, antal mätningar på årsbas, om miljökvalitetsnomen införs med kontrollkrav på kommunnivå.
Totalt antal mätplatser fördelat på ortens storlek Storlek på kommun Antal mätplatser för
bens(a)pyren Antal mätplatser för As, Cd, Ni2) >250 000 31) 31) >30 000 5 (3-5) 2 <30 000 102) (10-90) 2
1) Stockholm, Göteborg och Malmö överskrider troligen inte den övre utvärderingströskeln. Dock ställs krav på kontinuerlig mätning i 10 § förordningen (2001:527) om miljökvalitetsnormer för utomhusluft .
2) Osäkerheten i antalet kommuner som överskrider övre utvärderingströskeln är stor. Många av kommunerna är mycket små och saknar nödvändiga resurser för kontroll.
Osäkerheten är stor, men ett underlag på 10-15 stationer i kombination med modellberäkning bör ge underlag om verkligt behov. Energimyndigheten och Na-turvårdsverket utvecklar modelleringsverktyget VEDAIR till stöd för de mindre kommunernas kartläggning av luftkvaliteten med avseende på luftföroreningar från vedeldning. Kostnaden för uppbyggnad av VEDAIR är ca 1,9 milj med en årlig driftbudget på 200 000. Uppbyggnad av en landsomfattande emissionsdatabas är en förutsättning för VEDAIR som idag saknas. Om det visar sig att antalet små kom-muner som överskrider den övre utvärderingströskeln är stort så faller en orimlig kostnad för kontroll på dessa kommuner. En lösning kan vara samordning av kon-trollen enligt MIKSA förslaget som Naturvårdsverket tidigare redovisat regeringen.
Kostnaderna för tillkommande mätningar av halter i bakgrundsmiljö kan upp-skattas till 220 000 kr för staten enligt tabellen nedan.
Kostnader för mätningar i bakgrundsmiljö
Bens(a)pyren As, Cd, Ni
Summa 2x78 000 1x66000
Dessutom behöver kvicksilver i gasfas mätas på en station. Kostnaden för detta bedöms vila på staten och uppskattas till ca 130 000 kr. Några ytterligare mätningar av metallnedfall bedöms inte behöva utföras utöver det som mäts inom neder-bördskemiska nätet och EMEP.
Tillkommande kostnader för luftkvalitetskontroll i tätorter om miljökvalitets-nomen införs med kontrollkrav på kommunnivå anges i tabellen nedan. I vissa fall kan behov finnas att kontrollera flera av de aktuella metallerna. Detta medför ingen ytterligare kostnad.
Kostnader för mätningar i tätorter fördelat på ortens storlek Storlek på kommun Bens(a)pyren As, Cd, Ni >250 000 3 x78 000 = ca 240 000 3x66 000 =ca 200 000 >30 000 5x78000 = ca 400 000 2x66 000 = ca 130 000 <30 000 10x78000 = ca 800 000 2x66 000 = ca 130 000 Summa Ca 1,4 miljoner kr Ca 450 000 kr
Totalkostnaderna för de ökade kraven på miljöövervakning uppskattas till totalt 2,2 miljoner kr varav statens andel har beräknats till knappt 350 000 kr och kom-munernas andel till 1,9 miljoner kr. Årlig driftbudget för VEDAIR beräknas vara 200 000 kr. Denna kostnad faller initialt på staten men belastar kommunerna vid fullt utnyttjande av systemet. En mindre merkostnad tillkommer även för datavär-den. För en miljökvalitetsnorm enligt alternativ 2 miljökvalitetsnormer för arsenik, nickel, kadmium och bens(a)pyren på samma nivå som direktivet, övre utvärde-ringströskel 0,6 ng/m3, minskar kostnaderna för kommunernas kontroll av bens(a)pyren till ca hälften.
3 Summary
A new daughter directive to the framework directive for air quality has been adop-ted, namely directive 2004/107/EG of 15 December 2004 relating to arsenic, cad-mium, mercury, nickel and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) in ambient air. The directive is to be incorporated into Swedish legislation by 15 February 2007. The aim of the directive is to set target values for arsenic, cadmium, nickel and benso(a)pyrene (marker for PAH) in the air and establish common methods and criteria for assessing airborne concentrations of arsenic, cadmium, mercury, nickel and PAH and the deposition of arsenic, cadmium, mercury and PAH. An additional aim is to ensure that adequate relevant information regarding concentra-tions and deposition is obtained and that it is available to the public.
The reason for regulating ambient air concentrations of these metals and ben-so(a)pyrene is the effect emissions into the air of these substances may have on human health and on the environment. The substances in question are all carcino-genic and it is not possible to establish a threshold level for harmful effects on human health. The protection level for the various substances covered by the direc-tive is adequate for the metals and more or less equates to the target for the so-called ‘low risk level’ of one extra cancer case per 100 000 people subject to life-long exposure. However, the protection level for benso(a)pyrene in the directive is lower, being 10 cases of lung cancer per 100 000 people at life-long risk. This is more than the low risk level recommended by IMM (Institute of Environmental Medicine) and that generally applied by Naturvårdsverket (Swedish Environmental Protection Agency). It is thus important to set a better protection level for ben-so(a)pyrene than the target value given in the directive.
EU air quality directives were mainly introduced into Swedish legislation in the Ordinance (2001:527) on Environmental Quality Standards in Ambient Air.
Since the directive is a minimum directive, it is possible to be stricter than the directive requires. The proposed environmental quality standards discussed are: Alternative 1, environmental quality standard for benso(a)pyrene of 0.5 ng/m³ which should not be exceeded after 31 December 2009. Environmental quality standards for arsenic, nickel and cadmium at the same level as the directive. Alternative 2, environmental quality standards for arsenic, nickel, cadmium and benso(a)pyrene at the same level as the directive which should not be exceeded after 31 December 2012.
A review has been made of local, regional and national environmental monitor-ing data for air quality. Contact has been made with every County Council
throughout the country as well as industry organisations and private companies requesting data.
As environmental quality standards are to be established as annual mean val-ues, the data used has to be measured as or converted to annual mean values.
In addition to measurements in ambient air, emissions data from different sec-tors and different point sources have been studied in order to gain some idea of the concentrations in the air surrounding the point sources.
Major emissions of arsenic previously came from smelting works such as Rönnskärsverket. These days, however, known industrial emissions of arsenic are predominantly from the pulp industry. Emissions of cadmium from Swedish sources are of less significance. Small scale emissions come from combustion processes in the pulp industry and from the metal industries and smelting works. Nickel emissions come from the iron and steel industries, especially from the pro-duction of stainless steel. The largest plants which use and emit nickel have an annual emission of approximately 200-300 kg nickel per year. By carrying out commitments made in accordance with the IPPC Directive, diffuse emissions of primarily arsenic and nickel by can be reduced.
In general, metal concentrations in ambient air are very low, even in large towns. However, increased concentrations of arsenic have been measured in an industrial area in Landskrona. Increased concentrations of nickel have been meas-ured in a few places with metal industries, including Avesta and Sandviken. Only small scale sampling was carried out and only for short periods in exposed sites close to industrial areas. It is therefore not clear whether the annual mean values of the proposed environmental quality standards are being exceeded. To summarise, there is a risk of exceedance only in a few places but further sampling is required in order to determine whether the proposed standard values are being exceeded and to identify the sources of emissions.
One aim of the directive is to determine the concentrations in ambient air of the pollutants in question. The requirement for measurements when assessment thresh-olds are exceeded means that concentrations are determined and assessments made of whether environmental quality standards are being exceeded in the places where random sampling has shown raised concentrations.
Currently, the greatest emissions of benso(a)pyrene are from wood burning and, to a lesser extent, from transport. Earlier, major emissions came from the pro-duction of raw aluminium. These emissions are disappearing due to processing changes. Some emissions come from coking plants, but these days they are not considered to be of any great significance.
Measurements of benso(a)pyrene have taken place in a number of places with varying prevalence of wood burning. In addition, model calculations have been carried out. These measurements and calculations have been done during the winter months, or for shorter periods when concentrations have been high. During the summer months, concentrations can be assumed to be very low due to low emis-sions and better air mixing. The proposed environmental quality standard is there-fore met in most built-up areas even where wood burning is practised to a more limited extent. However, in places with unfavourable meteorology and extensive wood burning there is a risk that the standard level of 0.5 ng/m³ as an annual mean value will be exceeded. It is therefore important to put in place a suitable control system to reduce emissions from wood burning.
4 Bakgrund
Ett nytt dotterdirektiv (2004/107/EG) till ramdirektivet för luftkvalitet antogs den 15 december 2004 och rör förekomsten av arsenik, kadmium, kvicksilver, nickel och polycykliska aromatiska kolväten i luften. Direktivet ska vara genomfört i svensk lagstiftning senast den 15 februari 2007.
Syftet med denna studie är att utreda vilka följder, i form av åtgärdsbehov och behov av ytterligare luftkvalitetsstudier, samt de kostnader som införandet av di-rektivet därigenom bedöms komma att medföra för Sverige.
4.1 Direktivet
Syftet med direktiv 2004/107/EG är att utvärdera och säkerställa luftkvaliteten med avseende på arsenik, kadmium, kvicksilver, nickel och polycykliska aromatiska kolväten (PAH). Som markör för PAH används bens(a)pyren. Målvärden ska fast-ställas för de angivna ämnena i omgivande luft. Flera aspekter är viktiga i detta sammanhang. Kvantifieringen av halterna i luft måste ske med gemensamma me-toder och kriterier för utvärdering ska fastställas och relevant information om före-komsten av nämnda ämnena i luft och nedfall ska finnas tillgänglig i tillräcklig omfattning och allmänheten ska få tillgång till denna information.
Målvärdena ska enligt direktivet ”i möjligaste mån uppnås”. Direktivets mål-värden bör därför tolkas som motsvarande en ”bör”-norm i svensk rätt (jfr 1 § för-ordningen om miljökvalitetsnormer för utomhusluft.
Faktaruta miljökvalitetsnormer, Handbok 2006:2, sid 24-25
Skall-normer
Med skall-normer menas de normer som ska uppfyllas till en viss angiven tidpunkt. Ut-ifrån en enskild mätning på en plats är det svårt att avgöra om en miljökvalitetsnorm är överträdd eller uppfylld. En orsak till detta kan vara att mätningen inte uppfyller de kva-litetskrav som anges i kapitel 4, t.ex. med avseende på tidstäckning. Men även om mätningen pågått under ett helt kalenderår kan det vara svårt att dra slutsatser om ak-tuell norm är uppfylld (ej överträdd) i kommunen. Viktiga frågor är om mätplatsen är re-presentativ för de platser i kommunen där halterna kan förväntas vara höga och där människor vistas samt om mätperioden är representativ för de yttre förhållanden som normalt råder på platsen.
En skall-norm är överträdd först när föroreningshalten, för ett eller flera tidsmedelvär-den (årsmedelvärde, dygnsmedelvärde eller timmedelvärde), överskrids under ett nor-malt år.
Bör-normer
För bör-normer för luft anges att de är överträdda endast om överskridandet beror på: • ”verksamheter eller åtgärder som varaktigt och i betydande omfattning motverkar
möjligheterna att inte överskrida föroreningsnivån och
• att rimliga åtgärder inte vidtagits för att undvika att föroreningsnivån överskrids”. Vid bedömning av om en bör-norm är överträdd bör därutöver bedömning göras av om bör-normens värden överskrids under ett normalt år.
Detta innebär att en bör-norm för utomhusluft är överträdd då det bedömts att normens värden är överskridna under ett normalt år, överskridandet beror på verksamheter som varaktigt ger ett dominerande bidrag till överskridandet och rimliga åtgärder inte redan har vidtagits för att begränsa dess störningar. Det är den som ska tillämpa lagstiftning-en som är skyldig att göra bedömninglagstiftning-en av om normlagstiftning-en är överträdd.
4.1.1 Arsenik, kadmium och nickel samt bens(a)pyren
Bakgrunden till direktivet är främst att skydda människors hälsa, men även den yttre miljön från påverkan av de nämnda ämnena. Målvärden för halter i omgiv-ningsluft har fastställts utifrån befintlig kunskap. De aktuella ämnena är alla can-cerframkallande och det går inte att fastställa någon tröskel för skadlig verkan på människors hälsa. Men genom att fastställa målvärden kan exponeringen via in-andning och spridningen till miljön begränsas. Genom nedfall till mark och sjöar kan metallerna komma ut i naturens kretslopp, tas upp i grödor och i näringskedjan och på så sätt innebära en risk för hälsan genom exponering via födan. För vissa av de angivna ämnena är exponeringen via inandning viktigast, till exempel för bens(a)pyren. För andra är intaget via födan viktigare. Ett exempel är kadmium som kan förekomma i höga halter i jordbruksgrödor.
Denna studie har gjorts för att studera vad olika målvärden innebär för över-skridanden och även att beräkna kostnader och uppskatta nytta med att uppfylla dessa mål. Målvärden som föreslås i EU-direktivet framgår av nedanstående ruta. Dessa ska inte överskridas efter den 31 december 2012. Målnivåerna utgör som årsmedelvärden. EU-direktiven om luftkvalitet har i första hand införts i svensk lagstiftning i förordningen (2001:527) om miljökvalitetsnormer för utomhusluft.
I DIREKTIVET FÖRESLAGNA MÅLNIVÅER (ÅRSMEDELVÄRDEN) SOM INTE BÖR ÖVERSKRIDAS EFTER 31 DECEMBER 2012
För arsenik: 6 ng/m3 För kadmium: 5 ng/m3 För nickel: 20 ng/m3 För bens(a)pyren 1 ng/m3
FÖRSLAG TILL MILJÖKVALITETSNORMER (ÅRSMEDELVÄRDEN)
Eftersom direktivet är ett minimidirektiv är det möjligt att gå längre än det som direktivet kräver. De förslag till miljökvalitetsnormer som diskuteras är:
Alternativ 1: miljökvalitetsnorm för bens(a)pyren på 0,5 ng/m3 som inte bör överskridas efter 31 december 2009. Miljökvalitetsnormer för arsenik, nickel och kadmium på sam-ma nivå som direktivet.
Alternativ 2: miljökvalitetsnormer för arsenik, nickel, kadmium och bens(a)pyren på samma nivå som direktivet som inte ska överskridas efter 31 december 2012.
NATIONELLT FÖRESLAGNA MÅLNIVÅER (ÅRSMEDELVÄRDEN)
Dessutom har riksdagen beslutat om en målnivå för bens(a)pyren på 0,3 ng/m3, som ska uppnås till 2015. Vidare har Institutet för Miljömedicin vid Karolinska Institutet före-slagit en lågrisknivå på 0,1 ng/m3. Detta värde har regeringen tolkat som ett genera-tionsmål för 2020 i proposition 2001/01:130
Målvärdena ska enligt direktivet ”i möjligaste mån uppnås”. Direktivets mål-värden bör därför tolkas som motsvarande en ”bör”-norm i svensk rätt, se 1 § i förordningen om miljökvalitetsnormer för utomhusluft.
Förutom målnivåer har i direktivet angetts utvärderingströsklar för att ge väg-ledning för övervakningen av målvärdena (Tabell 1). Om uppmätt årsmedelvärde underskrider den nedre utvärderingströskeln, behövs ingen ytterligare övervakning utan det räcker att hålla kontroll på nivåerna då och då med hjälp av enkla mo-delluppskattningar och överslagsberäkningar. Med årsmedelvärde mellan nedre och övre utvärderingströsklarna kan övervakningen ske med en kombination av mät-ningar och modellberäkmät-ningar. Då årsmedelhalten överskrider den övre utvärde-ringströskeln måste kontroller av att miljökvalitetsnormerna uppfylls ske genom kontinuerliga mätningar.
Tabell 1 Utvärderingströsklar för årsmedelhalterna av arsenik, kadmium, nickel och bens(a)pyren
Arsenik Kadmium Nickel Bens(a)pyr en, alt 1 Bens(a)pyr en, alt 2 Övre utvär- deringströs-kel ng/m3 3,6 3,0 14 0,4 0,6 Nedre utvärde-ringströskel ng/m3 2,4 2,0 10 0,3 0,4
Direktivet innehåller – liksom övriga luftkvalitetsdirektiv - en passus om att luftkvaliteten ska bibehållas när den är god och i övrigt förbättras.
4.1.2 Kvicksilver
För kvicksilver har inget målvärde angetts. I stället ska EUs strategi för kvicksilver utgöra basen för arbetet med att minska förekomsten av kvicksilver i miljön. Ett skäl till särbehandlingen av kvicksilver är att kvicksilverförekomsten är ett globalt problem och att det därför krävs globala insatser för att skydda miljö och hälsa. Ett annat skäl är att exponeringen i mindre omfattning sker via inandningen.
EU:s strategi för kvicksilver
http://ec.europa.int/environment/chemicals/mercury/pdf/com_2005_0020_en.pdf Kommissionen presenterade sitt förslag till EU-strategi för kvicksilver den 28 januari 2005. EUs miljöministrar har ställts sig bakom strategin och kommissionen arbetar nu på att genomföra den genom att ta fram underlag och lagstiftning för olika områden. Målen för strategin är:
- att minska utsläppen av kvicksilver och de mängder kvicksilver som kommer i omlopp genom att minska tillförsel och efterfrågan
- att lösa det långsiktiga problemet med överskott av kvicksilver och lager i samhället (i produkter som fortfarande används eller i lagrade produkter)
- att skydda mot exponering av kvicksilver
- att förbättra förståelsen för kvicksilverproblemet och lösningarna på det - att stödja och främja internationella åtgärder på området.
Förslaget till strategi innehåller 20 olika åtgärder för att minska utsläpp och användning av kvicksilver inom EU och globalt. Sverige har mer långtgående regleringar än vad som föreslås i kommissionens förslag till EU-strategi för kvicksilver. Exportförbud för kvicksilver är i kraft i Sverige sedan den 1 juli 1997 och riksdag och regering har beslu-tat att kvicksilverhaltigt avfall ska slutförvaras i djupt bergförvar senast 2015. Inga eko-nomiska konsekvenser förutses.
4.2 Miljö- och hälsoeffekter av arsenik,
kad-mium, nickel samt polycykliska aromatiska
kolväten
Skälen till att reglera haltnivåerna för metallerna och bens(a)pyren är de effekter som utsläppen till luft av dessa ämnen kan förorsaka på människors hälsa och i miljön. Metaller och polycykliska aromatiska kolväten kan bidra till effekter, såväl på människors hälsa, som på ekosystemens struktur och funktion. Effekter på män-niskors hälsa uppstår dels genom exponering via inandning dels exponering via födointag. I direktivet anges att bens(a)pyren, arsenik och nickel huvudsakligen ger effekter på människans hälsa genom förekomsten i luft. Kadmiumexponeringen bedöms främst ske genom födan, men inandningen innebär också en risk. Även kvicksilverexponeringen sker till stor del genom intag via kosten. Inte minst kan den metylerade formen – metylkvicksilver, som bildats genom omsättning av emit-terat kvicksilver i omgivande miljö – ge upphov till effekter.
4.2.1 Arsenik
Huvudkällan till arsenikexponering för svensk allmänbefolkning är kost, dricksvat-ten och tobaksrökning. Ett typiskt intag av arsenik via kost i Europa har beräknats till 1 µg/dag per kg kroppsvikt, men merparten är organiskt arsenik i fisk och skal-djur, vilket anses vara relativt atoxiskt. Absorptionen i tarmen anses vara hög och ett typiskt upptag av oorganiskt arsenik från kosten skulle kunna vara 5-10 µg/dag för vuxna. Arsenikhalten i dricksvatten varierar kraftigt. Normalt är halten kring 1 µg/L eller lägre, men kan i egen brunn i vissa delar av landet vara mycket högre. Absorptionen beräknas vara hög varför ett typiskt intag via vatten kan vara ett eller några µg/dag (EU 2001a).
Vid inhalation antas cirka 50 % absorberas, men halterna i allmän utomhusluft är låga (0,1-1 ng/m3, utom nära arsenikemitterande industri). Med ett antagande om inhalation av 15-20 m3 per dygn, 0,5 ng/m3 As i luft och 50 % absorption blir upp-taget från bakgrundshalt av As i luft cirka 5 ng/dag. En rökare som röker 10-20 cigaretter per dag kan absorbera 0,5 - 1 µg (500 - 1000 ng) per dag, högre om ciga-retterna har ovanligt hög arsenikhalt (EU 2001a).
Arsenik fördelas till de flesta organ, men halterna är högst i hud, hår och nag-lar. Merparten utsöndras snabbt i urin, men efter inhalation av svårlösliga arsenik-föreningar återfinns dessa i lungan under lång tid. Utsöndringen av arsenik i urin är korrelerad till exponeringen, men ger begränsad information om risken om inte typen av arsenikföreningar är känd (EU 2001a).
Arsenik har av IARC klassats som cancerframkallande för människa baserat på ökning av risken för lungcancer, urinblåsecancer och hudcancer. Detta har visats både hos yrkesmässigt exponerade och vid högt arsenikintag från brunnsvatten. WHO har uppskattat att livstidsrisken för lungcancer är 1 per miljon vid en lufthalt av arsenik 0.7 ng/m3 utifrån en traditionell linjär extrapolering från yrkesstudier till lågdosexponering. En expertgrupp inom EU anser att den beräkningen sannolikt överskattar risken och diskuterar att en halt i bakgrundsluft kring 5 ng/m3 innebär en försumbar cancerrisk (EU 2001a). Argumenten är något oklara, men bl.a. anser man att det är osäkert om oorganiskt arsenik är genotoxiskt och om så inte är fallet kan det finnas en tröskeldos för cancerrisk. En lågrisknivå (1 cancerfall per 100 000) blir med WHOs riskbedömning 7 ng/m3. Efter publiceringen av EUs position paper har ytterligare studier påvisat lungcancer vid arsenikexponering via dricksvatten utan någon uppenbar tröskelnivå.
Kronisk arsenikexponering kan också orsaka perifera nervskador, hudsjukdom (pigmentförändringar samt eksem- och psoriasisliknade skador), blodbrist och skador på blodkärl. Arsenik misstänks också öka risken för högt blodtryck (EU 2001a).
När det gäller människors hälsa torde arsenik i allmän utomhusluft i Sverige endast ha betydelse vid i närheten av vissa punktkällor där arsenikhaltig malm hanteras eller smälts.
4.2.2 Kadmium
Huvudkällan till kadmiumexponering för svensk allmänbefolkning är kost och tobaksrökning. Ett typiskt intag av kadmium är 10-15 µg/dag men endast några procent (motsvarande 100-1000 ng/dag) absorberas i tarmen, dock en högre andel vid järnbrist eller låga järndepåer. Kadmiumintaget kommer i huvudsak från spann-mål, potatis och andra rotfrukter (Järup 1998). Vid inhalation absorberas 10-50 %, men halterna i allmän utomhusluft är låga (0,1-1 ng/m3). Med ett antagande om inhalation av 15-20 m3 per dygn, 0,5 ng/m3 Cd i luft och 33 % absorption blir upp-taget från bakgrundshalt av Cd i luft cirka 3 ng/dag. En rökare som röker 10-20 cigaretter per dag antas absorbera cirka 1 µg (1000 ng) per dag (EU 2001a).
Kadmium fördelas i kroppen med särskilt hög koncentration i njuren. Utsönd-ringen sker i huvudsak i urin, men utsöndUtsönd-ringen är långsam (halveringstiden i njure mer än 10 år), vilket gör att kadmiumhalten i njure stiger fram till 50-60-årsåldern. Kadmiumhalten i urin anses avspegla halten i njure och kadmium i blod påverkas av denna men även av exponering under de senaste månaderna (Järup 1998).
Kadmium kan orsaka njur- och skelettskador. Vid låggradig exponering (mätt genom urinkadmium) ses tecken till tubulär njurskada, vilket innebär att en del proteiner och andra ämnen inte återresorberas i njuren efter filtration av blodet, utan utsöndras i urin i ökad omfattning. En sådan skada finns hos en betydande andel av allmänbefolkningen (kanske hos en fjärdedel av kvinnor i övre medelål-dern) även i Sverige, trots jämförelsevis låga kadmiumhalter. Den orsakar i all-mänhet inte i sig symptomgivande sjukdom, men är ett tecken på en oönskad njur-påverkan som på lång sikt och vid andra sjukdomar som påverkar njurarna (till
exempel diabetes) kan bidra till allvarligare skador på njurens filtrationsförmåga (så kallad glomerulär skada) med försämring av njurfunktionen (Järup 1998).
Kadmium kan även påverka skelettet med ökad benskörhet som följd. Det finns flera tänkbara mekanismer: njurpåverkan (högre kalkutsöndring, ändrad D-vitamin-metabolism), direkt påverkan på skelettet samt minskat kalkupptag i tarmen. Även i Sverige bidrar kadmiumbelastningen sannolikt till förekomsten av osteoporos (minskad benmineralisering), vilket hos äldre människor ökar risken för frakturer (Järup 1998). Det finns indikationer på att kadmium kan orsaka skador på foster-hjärna. En expertgrupp inom EU har beräknat att med hänsyn tagen till ett antal osäkerhetsfaktorer, en halt i bakgrundsluft kring 5 ng/m3, utgör ett fullgott skydd mot risker för njure och skelett (EU 2001a). Studier under 2000-talet, bl.a. i Sveri-ge, har snarast visat högre risker vid lågdosexponering än vad som var känt vid riskbedömningen av EUs arbetsgrupp (Satarug 2004, Suwazono 2006).
Kadmium har av IARC klassats som cancerframkallande för människa baserat på ökning av risken för lungcancer hos yrkesmässigt exponerade. Underlaget för den bedömningen var begränsat. Naturvårdsverket i USA (US EPA) har bedömt att livstidsrisken för lungcancer är 1 per miljon vid en lufthalt av kadmium på 0,25 ng/m3. En expertgrupp inom EU anser att den beräkningen sannolikt överskattar risken och diskuterar att halten 5 ng/m3 i utomhusluft också innebär en försumbar risk för lungcancer (EU 2001a). Sverige brukar ange att en acceptabel så kallad lågrisknivå innebär ett extra fall per 100 000 under en livstid får cancer. Med US EPAs bedömning skulle det innebära en halt i allmän utomhusluft på 2,5 ng/m3.
När det gäller människors hälsa är ett huvudargument för att begränsa halterna av kadmium i allmän utomhusluft i Sverige att långsiktigt minska deposition av kadmium på våra marker och därmed minska halterna av kadmium i lokalt odlade grödor som spannmål och potatis. Detta minskar på lång sikt kadmiumintaget i kosten och därmed risken för skador på njure och skelett hos befolkningen. Inhala-tionsdosen av kadmium har mindre betydelse. För att minska hälsoriskerna måste depositionen minska.
4.2.3 Nickel
Halterna i utomhusluft är i storleksordningen 1-2 ng/m3, högre vid punktkällor för förbränning eller viss industri. Med antagande om 50 % absorption ger det ett dag-ligt upptag för de flesta vuxna på 10-20 ng nickel. En cigarettrökare får en daglig dos i storleksordningen 0,5 µg (500 ng). Kost och dricksvatten beräknas ge cirka 100 µg/dag varav cirka 10 % (10 µg = 10 000 ng) absorberas (EU 2001a).
Nickel och nickelföreningar kan orsaka bl.a. slemhinneirritation, lungskador och allergiskt kontakteksem (nickelallergi). Nickelallergi är mycket vanligt, men det finns inga hållpunkter för att nickelförekomst i allmän utomhusluft har någon betydelse för denna sjukdom. Baserat på framför allt lungskador i djurexperiment, har en expertgrupp inom EU beräknat att med hänsyn tagen till ett antal osäkerhets-faktorer, halten i bakgrundsluft inte bör överskrida 10-50 ng/m3 för att ge ett full-gott skydd mot hälsorisker (utom cancer) av nickel (EU 2001a).
När det gäller nickelhalter i allmän utomhusluft är det dock cancerrisken som är av intresse. Nickelföreningar (utom metalliskt nickel) har av IARC klassats som cancerframkallande (grupp 1).
Naturvårdsverket i USA (US EPA) har bedömt att livstidsrisken för lungcancer är 1 per miljon vid en lufthalt av nickel på 4 ng/m3. Riskbedömningen baseras på studier i nickelindustrin och har gjorts med traditionell linjär extrapolering till låg-dosområdet. En expertgrupp inom EU har gjort bedömningen att risken sannolikt är lägre för den sammansättning av nickelföreningar som finns i svensk utomhusluft. Man har därför kommit till slutsatsen att nivån 10-50 ng/m3 också ger ett tillräck-ligt skydd mot risken för cancer (EU 2001a). Efter EUs position paper har ytterli-gare ett par studier publicerats vilka visar förhöjd lungcancerrisk hos yrkesmässigt nickelexponerade, men dessa ändrar knappast riskbedömningen.
När det gäller människors hälsa torde nickel i allmän utomhusluft i Sverige en-dast ha betydelse vid i närheten av vissa punktkällor där arsenikhaltig malm hante-ras eller smälts. Med de riskbedömningsprinciper som tillämpas för andra ämnen kan en halt i utomhusluft om 4-10 ng/m3 beräknas orsaka en livstidsrisk för lung-cancer om 1 per miljonen.
4.2.4 Bens(a)pyren
Bens(a)pyren är den mest studerade av de polycykliska aromatiska kolvätena (PAH). Då typiska halter av PAH i allmän utomhusluft i Sverige är 0,1-0,2 µg/m3, men högre i trafikmiljöer eller i närheten av förbränning (tobaksrök, grillning, vedeldning, vissa industrier) kan man beräkna att 2-3 µg (2-3000 ng) inhaleras, det mesta i partikulär form.
Tobaksrök ger ett betydande tillskott till upptaget av bens(a)pyren. Även kos-ten innehåller bens(a)pyren och intaget via kost är normalt betydligt högre än via inhalation (EU 2001b). Förekomst av cancer i mag-tarmkanal vid exponering för PAH via kost har studerats, men resultaten har varit inkonklusiva (IARC 2006).
Bens(a)pyren är cancerframkallande för människa (IARC grupp 1) och kan or-saka bl.a. lungcancer, urinblåsecancer och hudcancer. WHO har uppskattat att livstidsrisken för lungcancer är 1 per miljon vid en genomsnittlig lufthalt av cirka 0,01 ng/m3 bens(a)pyren utifrån en traditionell linjär extrapolering från yrkesstudi-er till lågdosexponyrkesstudi-ering. Flyrkesstudi-era riskbedömningar har gett liknande resultat. Som vanligt finns en viss osäkerhet då det är okänt hur dos-respons ser ut i lågdosområ-det. Vidare finns ett antal PAH som är cancerframkallande och det finns ofta inga data på vilka blandningar de studerade yrkesgrupperna exponerats för (EU 2001b). En metaanalys av yrkeskohorter publicerad 2004 (Armstrong 2004) visade ett nå-got lägre riskestimat än det som använts av WHO vid extrapoleringen till lågdos-exponering.
I Sverige har bens(a)pyren uppskattats stå för cirka hälften av den cancerfram-kallande effekten av PAH i tätortsluft (Boström 2002). Lågrisknivån är 0,1 ng/m3, vilken överskrids för en del av befolkningen. En expertgrupp inom EU föreslog att en bens(a)pyren-nivå på 0,5-1,0 ng/m3 är rimlig att eftersträva (EU 2001b).
Även andra PAH är cancerframkallande, men vid hälsoriskbedömning av can-cerrisker vid inhalation av allmän utomhusluft räcker det i de flesta fall att beakta bens(a)pyren.
5 Utsläpp och halter i luft
5.1 Behov av underlag
För att kunna avgöra i vilken omfattning överskridanden av olika gränsvärdesnivå-er skgränsvärdesnivå-er, krävs mätdata i tillräcklig omfattning och av tillräckligt god kvalitet. I direktivet anges hur mätningar bör göras för kontroll av överskridanden. Som komplement till mätdata är modellberäkningar ett gott hjälpmedel, men de kräver dels att modellerna i sig är bra på att simulera spridningen, dels att de utsläppsupp-skattningar som beräkningarna baseras på är någorlunda säkra.
För att få fram det underlag som behövs, har en genomgång gjorts av lokala, regionala och nationella miljöövervakningsdata hos datavärden för luftkvalitet. En sökning har vidare gjorts på nätet för att finna rapporter som redovisar mätningar. Dessutom har kontakter tagits med alla länsstyrelser i landet, varav flera har tipsat på genomförda mätningar. Vi har också kontaktat branschorganisationer och en-skilda företag.
Eftersom målvärdena fastställts som årsmedelvärden, ska de data som används för kontroll kunna mätas som eller omräknas till årsmedelvärden.
Förutom mätdata i omgivningsluft har uppgifter om utsläpp från olika sektorer och olika punktkällor studerats för att kunna ge en uppfattning av storleksordningar på halter i punkkällornas omgivningar. En osäkerhet i bedömningen av haltdata från utsläppsuppgifter, utgörs av storleken på eventuella diffusa utsläpp som inte kunnat kvantifieras.
För bens(a)pyren finns en hel del mätdata som beskriver halterna i olika miljö-er. Osäkerheterna när det gäller att värdera överskridanden är relativt sett mindre än för metaller. För metaller är kunskapen om halter i luft begränsade eftersom ett fåtal mätningar har gjorts. Ett visst underlag finns rörande haltnivåerna i bak-grundsluft. Dessutom finns enstaka haltdata i tätortsmiljö, huvudsakligen Stock-holm. Men haltdata saknas i stor utsträckning i anslutning till industriella miljöer.
I bilaga 1 har sammanställts de mätdata för lufthalter som återfunnits. Kvalite-ten på mätdata för PAH och metaller bedöms i huvudsak vara tillfredsställande. Flertalet provtagningar har gjorts av IVL, ITM och olika institutioner i Lund och analyser har gjorts av erfarna laboratorier. Huvudsakligen har partiklar i storleks-fraktionen PM10 analyserats. Olika analysmetoder har använts; PIXE-metoden och ICP-MS. Framtagna mätdata bedöms dock i huvudsak vara relativt jämförbara och av god kvalitet.
Till EUs direktivförslag finns angivet hur övervakningen av gränsvärden bör ske, vilka mätmetoder som bör användas, vilka krav på osäkerhet, lägsta godtagba-ra datafångst samt tidstäckning som mätningarna bör klagodtagba-ra. De mätningar som är gjorda bedöms fylla kraven på kvalitet, men få mätdataserier fyller kraven på tidstäckning.
Inte bara uppgifter om haltnivåer i luft behövs dock. Även kunskapen om var-ifrån föroreningarna kommer; utsläppskällor – punktkällor och diffusa utsläpp - och betydelsen av långdistanstransport är viktig för att kunna vidta åtgärder.
Lång-distanstransportens betydelse kan utläsas ur mätdata i bakgrundsluft. Skillnaden mellan halter i tätorter och halter i bakgrundsluft uppskattas vara det lokala bidra-get, som kan minskas med lokala åtgärder.
5.2 Källor till utsläppen av metaller och PAH
5.2.1 Utsläppskällor och deras förändring sedan 1980-talet
Det finns många olika utsläppskällor för metaller och PAH till luft. Metaller emit-teras genom förbränning av bränslen som innehåller metaller i spårmängder och släpps också ut genom en rad industriella processer. Metallerna är partikelbundna, med undantag för kvicksilver som i huvudsak emitteras i gasfas.
Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) emitteras från förbränning och från vissa industriprocesser. De olika PAH-föreningarna är till stor del stoftbundna och emitteras med partiklarna. Men PAH-kolvätena är semivolatila och vissa mängder emitteras också i gasfas. Det förekommer en jämvikt i utsläppet och i atmosfären mellan gasfas och partikelfas som styrs av faktorer som temperatur m.m. Denna jämvikt kan också påverka provtagningen.
Utsläpp sker från höga skorstenar (energiproduktion och industriella processer) och från lägre höjd (småskalig eldning, trafik och diffusa industriella emissioner). Ju större utsläppen och ju lägre utsläppspunkten är, desto högre blir halterna i om-givningarna.
Utsläppen till luft har under de senaste decennierna minskat betydligt, inte minst genom förbättrad stoftavskiljning. Utsläppen från förbränning har också minskat i betydande grad genom att fossila bränslen knappast används för upp-värmning idag. Även för många industriella punktkällor har åtgärder vidtagits och 80- till 90-procentiga minskningar rapporteras sedan 1980-talet.
För PAH utsläppens utveckling finns, som nämnts, färre data än för me-tallutsläppen. Men många faktorer, bl.a. mätdata från tätortsluft, pekar på att tren-derna i utsläpp av metaller och PAH varit desamma och att dagens utsläppsnivåer är kanske enbart en tiondel av vad de var på 1980-talet.
5.2.2 Utsläpp av PAH
Polycykliska aromatiska kolväten, PAH, är en grupp kolväten som består av sam-manfogade bensenringar, från två till sju ringar. Sammansättningen av olika PAH-föreningar i ett utsläpp, varierar beroende på vilken källa det kommer från. På så sätt ger förhållandet mellan olika individuella ämnen ett karaktäristiskt mönster, som i viss utsträckning kan användas för att avgöra varifrån uppmätta halter hu-vudsakligen kommer. PAH-kolvätenas egenskaper varierar, fysikaliskt-kemiskt och ur miljösynpunkt. PAH-kolvätena är semivolatila, vilket innebär att de är delvis flyktiga. De lättare PAH-föreningar är mer flyktiga och de tyngre är svårflyktiga. PAH-kolvätena är som nämnts kända för att kunna förorsaka cancer – s.k. carcino-gena ämnen. Olika PAH-föreningar har dock varierande carcinogen potential.
Car-cinogeniciteten hos bens(a)pyren, har studerats ingående och i många fall används bens(a)pyren som en indikator för hälsoeffekten av olika blandningar av PAH.
PAH bildas vid ofullständig förbränning, d.v.s förbränningsprocesser som sker med låg temperatur, luftunderskott och andra mer specifika förhållanden. Den na-tionella utsläppsrapporteringen uppskattar utsläppen av bens(a)pyren till knappt 2 ton/år. Huvudsakligen sker utsläppen från väl utspridda källor, vedeldning, trafik, etc. Processer som ger PAH-utsläpp är förbränningen i vissa motorer, främst dieselmotorer av äldre typ, som även ger betydande partikelutsläpp. Vedeldning är en annan typ av förbränning som bidrar till PAH-utsläpp, samtidigt som betydande mängder partiklar släpps ut.
Det finns även punktkällor för PAH som är betydande. Industriella processer som medför PAH-utsläpp är främst koksverk inom järn- och stålindustrin samt smältverk för tillverkning av primäraluminium genom den s.k. Söderbergsproces-sen. Utsläppen uppskattas enligt KUR till ca 10 000 kg PAH från aluminiumfram-ställning och mellan 1000-2000 kg från koksframaluminiumfram-ställning. Av dessa mängder PAH kan i storleksordningen någon enstaka procent förväntas utgöras av bens(a)pyren.
Den framtida utvecklingen för de källor som ger PAH-utsläpp går mot påtagligt minskande utsläpp. Trafikutsläppen bedöms minska alltmer i takt med att renare bränsle och bättre motorer används. För småskalig uppvärmning kommer mängden biobränsle som används att öka. Däremot bedöms förändringar som innebär nya pannor, tillräckligt stora ackumulatortankar, pelletseldning, och allmän kunskap om installation av anläggningar, eldningssätt m.m. att kunna motverka en ökning av utsläppen. De industriella källornas utsläpp förväntas minska. Generellt kommer ikraftträdandet av IPPC-direktivet - i oktober 2007 - att innebära förbättringar. Genom att tillämpa bästa teknik, kommer många industriutsläpp att minska till nivåer där de föreslagna gränsvärdesnivåerna ska kunna klaras. För några av ut-släppskällorna för PAH bedöms inga ytterligare åtgärder behöva vidtas utöver redan beslutade.
5.2.3 Utsläpp av metaller
Vid olika processer för att bearbeta mineraler och tillverka metaller emitteras par-tiklar som innehåller metaller. Utsläppen sker både via höga skorstenar och via utsläppspunkter på lägre höjd.
Metaller emitteras också genom förbränning av bränslen, olja, ved, etc. som in-nehåller spårhalter av dessa ämnen och genom skogsindustrins användning av ved. De enskilda utsläppskällorna är i huvudsak många och små, varför utsläppet från en enstaka anläggning är relativt litet. Metallemissioner sker också från skogindu-strin, genom att den ved som kokas för att tillverka pappersmassa innehåller spår-halter av metaller. Utsläppen sker från relativt höga skorstenar vilket innebär att haltnivåer i omgivande luft blir relativt måttliga.
5.2.3.1 ARSENIK
För arsenik bedöms förbränning av olika bränslen för el- och värmeproduktion samt industriella källor vara viktigast. De uppskattningar som gjorts hittills inom den nationella inventeringen bedöms dock vara relativt osäkra. Skogsindustriernas
egna uppskattningar (data från I.Haglind, Skogsindustrierna) visar på ett utsläpp från den branschen på totalt ca 1500 kg As per år. Dessa uppskattningar baseras på beräkningar som är gjorda med resultat från ett fåtal mätningar och innehåller san-nolikt vissa osäkerheter. De olika anläggningarnas utsläpp varierar, men ligger oftast betydligt lägre än 100 kg per år. För några anläggningar uppskattas utsläppen till mellan 100 och 150 kg per år.
Utsläpp från metallproduktion och omsmältning finns rapporterade för smält-verket Boliden Rönnskärsverken, som tidigare hade betydande utsläpp av arsenik. Utsläppen där uppskattas dock numera endast uppgå till lite drygt 200 kg/år (KUR).
Någon entydig trend inför kommande decennium kan inte förutses för arsenik-utsläppen. Sannolikt kommer inte några betydande förändringar att ske för de olika utsläppen. Genom åtaganden enligt IPPC-direktivet kan utsläpp via diffus damning komma att minska.
5.2.3.2 KADMIUM
Även kadmium emitteras vid förbränning av olja och ved med spårhalter av metal-ler samt från skogsindustrin. De skogsindustriella utsläppen har beräknats till ca 150 kg per år. Förbränning i övrigt har beräknats i den nationella utsläppsinventer-ingen till ungefär samma nivå.
Utsläpp från metallproduktion och omsmältning uppskattas till knappt 100 kg per år. Mindre mängder kadmium kan också komma ut genom slitage av bromsar och däck. Övriga källor beräknas emittera mindre än 10 kg per år.
Ingen trend för kadmiumutsläppen kan förutses. Liksom för arsenik förväntas inte några betydande förändringar, bortsett från att vissa diffusa utsläpp kan mins-ka.
5.2.3.3 KVICKSILVER
Den största källan till kvicksilverutsläpp i Sverige bedöms vara metallproduktion och metallomsmältning. Ungefär lika stort utsläppsbidrag har uppskattats ske från förbränning av olika bränslen för energiproduktion. Internationellt bedöms koleld-ning vara en stor källa, men i Sverige sker nästan ingen koleldkoleld-ning. Kvicksilver har använts i stora mängder inom klorkalitillverkning, men numera är den processen utbytt. Genom att kvicksilver förekommer i olika produkter som batterier, elektris-ka komponenter, lampor och tandamalgam avgår kvicksilver från avfallsförbrän-ning och från krematorier, totalt drygt 100 kg per år.
Som nämnts ovan pågår i Sverige och inom EU ett arbete med att fasa ut an-vändningen av kvicksilver i samhället och därigenom minska förekomsten av kvicksilver i miljön. Prognosen för kvicksilvrets förekomst i miljön är därför mins-kande även om minskningen kommer att ske över en längre tidsperiod. Kvicksilv-rets omsätts på global skala och mycket kvicksilver behöver tas om hand och fås ur omlopp så att förekomsten kan minska.
5.2.3.4 NICKEL
Nickel emitteras liksom de övriga metallerna genom förbränning av olika bränslen samt genom skogsindustrin. Nickelemissioner sker också från järn- och stålindu-strin främst vid framställningen av rostfritt stål. De största anläggningarna som använder och emitterar nickel har ett årligt utsläpp kring 200 – 300 kg nickel per år (data från H. Axelsson, Jernkontoret).
Inga direkta förändringar förväntas ske för utsläppen av nickel. 5.2.4 Uppskattning av haltbidrag från utsläppsdata
Med hjälp av spridningsmodeller kan haltbidrag beräknas under förutsättning att utsläppen är kända. Modellberäkningar är viktiga verktyg för att uppskatta haltbi-drag från utsläppskällor. Spridningen beror av utsläppshöjd och andra utsläppsför-hållanden i kombination med de meteorologiska förutsläppsför-hållanden som råder i utomhus-luften. De lokala förhållandena är mycket viktiga för spridning av ett utsläpp.
Trots detta kan schablonuppskattningar ge en uppfattning om ungefär vilka haltbidrag som kan förväntas i omgivningarna kring en utsläppskälla. För utsläpp på lite varierande höjder uppskattas en emission på i storleksordningen 100 kg/år kunna ge ett högsta haltbidrag i närområdet på 1-3 ng/m3. Preliminära bedömningar av en utsläppskällas bidrag till luftkvaliteten kan göras med dessa enkla tumregler, men i den mån haltbidraget överskrider den nedre utvärderingströskeln, behöver mätningar utföras eller mer ingående utvärderingar göras av vilka haltbidrag som kan förväntas.
5.3 Halter i luft – uppmätta och beräknade
Mätningar har gjorts i olika miljöer. En sammanställning av mätdata har gjorts i bilaga 1. De olika orter där mätdata finns tillgängliga framgår av kartan i figur 1.
Figur 1 Karta över orter varifrån mätdata har använts i denna rapport
5.3.1 Halter av bens(a)pyren i luft
Bens(a)pyren från industriella och mobila källor bedöms huvudsakligen återfinnas på fina partiklar, PM2,5–fraktionen av partiklarna i luft. Från småskalig förbränning varierar partikelstorleken, och bens(a)pyren förekommer även på lite större partik-lar. I de jämföresler vi har gjort har vi utgått från mätningar i PM10-fraktionen. Enligt direktivet ska övervakningen av eventuella överskridanden ske av PM10 -fraktionen.
De miljöer där de högsta halterna av bens(a)pyren kan förväntas är i omgiv-ningarna kring utsläppskällor, som t.ex.:
• i trafikmiljö i samband med intensiv trafik och trånga gaturum • i tättbebyggda områden med fastigheter som huvudsakligen uppvärms
genom småskalig vedeldning och där de klimatologiska förhållandena är ogynnsamma
• i anslutning till större punktkällor för PAH, främst då utsläppshöjden är låg
• Mätdata för bens(a)pyren framgår förutom av bilaga 1 också av figur 2. I figuren har data för olika typmiljöer redovisats med olikfärgade staplar. Typmiljöerna kan dock för vissa tätorter vara blandade så att urban bak-grund till exempel påverkas såväl av industriella källor som av småskalig vedeldning
Figur 2 Mätdata för bens(a)pyren under 2003 och 2004. Gröna staplar är årsmedelvärden, d.v.s. direkt jämförbara med målvärdet. Röda staplar visar mätningar under vinterhalv-årsmedelvärden. Gula staplar redovisar korttidsmätningar för specifika ändamål.
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 Direktivets målvärde (1 ng/m3) Bens(a)pyren (ng/m3)
5.3.1.1 TÄTORTSLUFT I SVERIGE GENERELLT
Mätningar av PAH och bens(a)pyren har gjorts i omgivningsluft i en rad tätorter (Potter m.fl. 2006). Resultaten under två vinterhalvårsmedelvärden visar att det lokala bidraget (skillnaden mellan halten i tätort och halten i bakgrund) tidvis är relativt litet. I södra delarna av Sverige påverkar långdistanstransporten haltnivån för bens(a)pyren i betydande grad. Halterna i tätorter varierar i huvudsak mellan 0,1 och 0,5 ng/m3.
Mätningarna har i de flesta fall utförts under enstaka mätkampanjer eller i bästa fall under ett vinterhalvår. En viss årstidsvariation förekommer dock för
bens(a)pyren-halterna i tätorter, se figur 3, och i bakgrundsluft, se figur 4, varför det inte är enkelt att utifrån mätningar under enstaka perioder eller ett vinterhalvår fastställa att ett överskridande av målvärdet skett. Det är inte enkelt att räkna om och översätta ett vinterhalvårsmedelvärde till ett årsmedelvärde.
Figur 3 Månadsmedelvärden för bens(a)pyren i en typtätort (mätningar Potter m.fl., 2006)
Örnsköldsvik 0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 ok t-02 nov -02 dec -02 jan-03 feb-03 mar -03 ok t-03 nov -03 dec -03 jan-04 feb-04 mar -04 ok t-04 nov -04 dec -04 jan-05 feb-05 mar -05 ng/m3 0 10 20 30 40 50 µg/m3 Benso(a)pyrene PM10
Figur 4 Månadsmedelvärden för bens(a)pyren i bakgrundsluft vid Aspvreten (miljöövervakningsdata från IVL) Månadsmedelvärden av BaP (ng/m3) Aspvreten 2000-2005 0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 janua ri april juli okto ber janua ri april juli oktob er janua ri april juli oktob er janua ri april jul i okto ber janua ri april jul i okto ber janu
ariapril juli okto
ber
Trots svårigheterna har vi gjort ett försök. Genom att konservativt anta att halt-nivåerna under sommarhalvåret ligger antingen kring haltnivån under vår och höst eller mitt emellan haltnivån under vår/höst och bakgrundsnivån för sommarhalvåret kan årsmedelvärdet beräknas vara mellan 60 och 80 % av vinterhalvårsmedelvär-det.
Bakgrundshalterna som årsmedelvärden på Råö (söder om Göteborg) ligger kring 0,1 ng/m3 eller något högre. Bakgrundshalterna på Aspvreten ligger något lägre 0,03-0,07 ng/m3 medan de vid Pallas är låga, kring 0,01-0,03 ng/m3. Mätdata för de sydligaste delarna av landet som är än mer påverkade av långdistanstransport saknas. Det lokala bidraget är alltså generellt litet och åtgärdsmöjligheterna små för att minska halterna till att klara ett önskat generationsmål på 0,1 ng/m3.
Det kommer att krävas åtgärder i andra länder för att bakgrundshalten ska minska. Åtgärder i andra länder kan förväntas vidtas efter att IPPC-direktiv och en rad andra EU-direktiv inklusive det fjärde dotterdirektivet trätt i kraft.
5.3.1.2 HALTER I TRAFIKMILJÖ
Föroreningar i tätortsluft förknippas oftast med trafik. Halterna av bens(a)pyren har studerats i gatumiljön i några orter. De flesta mätresultat kommer från Stockholm. Hornsgatan är en gata i Stockholm där mätningar av luftkvalitet gjorts under en lång rad år. Gatan är intensivt trafikerad och samtidigt är omblandningsförhållan-dena för avgaser sämre i och med att gaturummet är relativt smalt och högt. Av dessa skäl kan Hornsgatan betraktas som ett exempel på ett mycket belastat
gatu-rum i Sverige. Mätdata för PAH och bens(a)pyren på Hornsgatan i Stockholm visar flera saker.
Halterna av PAH i luften på Hornsgatan (rapporterade som summan av 7 speci-fika kolväten = bens(a)pyren + ideno(cd)pyren + bens(ghi)perylen + fluoranten + antracen + pyren + fenantren) har minskat kraftigt under den senaste tioårsperioden från nivån 120-160 ng/m3 till ca 10-15 ng/m3, d.v.s. med i storleksordningen 90 procent. Minskningen bedöms bero på renare bränslen och katalysatorer på bilarna. Av summan av de 7 PAH-kolvätena utgjorde bens(a)pyren mindre än 2 procent. Bens(a)pyren-halterna på samma mätplats har minskat men inte i riktigt samma utsträckning som totalhalterna av PAH, från nivån 1,0-1,8 mellan åren 1994 till 1998 har halterna minskat till kring 0,3 ng/m3 år 2001-2003.
För halter i taknivå i Stockholm finns mätdata från Rosenlundsgatan i Stock-holm. Här har bens(a)pyren-halter kring 0,05-0,14 ng/m3 uppmätts 2001-2003. Halterna är alltså ungefär hälften så höga i taknivå på Rosenlundsgatan som i gatu-nivå på Hornsgatan.
Haltnivåerna som långtidsmedelvärde i gatumiljö bedöms utifrån tillgängliga data inte riskera överskrida målvärdet i direktivet 1 ng/m3. Inte heller bedöms nivån 0,5 ng/m3 överskridas i nuläget. I nuläget tangeras den av riksdagen föreslagna nivån 0,3 ng/m3 på Hornsgatan i Stockholm, och sannolikt på andra intensivt trafi-kerade gator med liknande gaturum. Till år 2015 kan dock en ytterligare minskning av halterna förväntas i och med de förbättringar som införande av Euro IV och Euro V standard på de nya motorerna förväntas medföra.
Om generationsmålet på 0,1 ng/m3 ska kunna klaras, även invid hårt trafikerade gator, till år 2020 är ännu osäkert. En faktor som behöver beaktas för att klara ge-nerationsmålet över huvudtaget, är att bakgrundshalten minskar. På västkusten ligger bakgrundshalten kring denna nivå eller till och med något högre i dagens läge. I södra Sverige kan bakgrundshalterna vara ännu något högre än de som mätts upp vid Råö.
Figur 5 Mätdata för metaller under 2003 och 2004. Gröna staplar är årsmedelvärden, d.v.s. direkt jämförbara med målvärdet. Gula staplar redovisar korttidsmätningar för specifika ändamål.
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 Bred kälen 2002 E4, S tockh olm 20 03/04 Land skron a, Ham nen 2 003 Land skron a, Stads huset 2003 Lyck sele, F orsdala 2002 Palla s 2004 Råö 20 02 Råö 2 003 Råö 2 004 Råö 2 005 Stock holm, Horns gatan 20 03/04 Stock holm, H orns gatan 2003/0 4 Stockh olm, R osen lunds gatan 2003/04 Vavih ill 200 0 Växjö , Tele borg 2003 Målvärde 20 ng/m3 Nickel (ng/m3)
5.3.1.3 TÄTORTSLUFT I SAMBAND MED BIOBRÄNSLEELDNING
En källa som är viktigare än trafik för utsläpp av PAH är småskalig biobränsleeld-ning. Bland det 15-tal svenska tätorter där mätningar gjorts av PAH och
bens(a)pyren återfinns tätorter med varierande föroreningsbelastning; där olika typer av källor påverkar, klimat och omblandningsförhållanden inverkar och lång-distanstransporten ger olika stora bidrag, till del beroende på läget i landet.
Bland tätorterna där mätningar skett, finns ett antal där luften i märkbar ut-sträckning är påverkad av småskalig vedeldning. Exempel på utpräglade sådana tätorter är Lycksele och Älvsbyn, men även orter något längre söderut, som Arvika och Hagfors.
Det högsta vinterhalvårsmedelvärdet som uppmättes under 2003/04 erhölls i Älvsbyn; 1,1 ng/m3. Samtidigt var motsvarande värde i Lycksele 0,54 ng/m3. Valet av mätplats i relation till källområdena är dock väsentligt och haltnivåerna mellan olika orter kan inte direkt jämföras. Växjö är en annan tätort där vedeldning före-kommer i betydande omfattning i vissa områden. Här är dock de meteorologiska förutsättningarna för omblandning av utsläppen bättre än i norr, samtidigt som långdistanstransportbidraget ökar de totala halterna. Vintermedelvärdet av bens(a)pyren i Växjö låg kring 0,4 ng/m3.
För utsläppen till luft från småskalig biobränsleeldning och deras påverkan på luftkvaliteten pågår ett projekt där SMHI utvecklar en beräkningsmodell som ska kunna utnyttjas av alla kommuner för planering av strategier för eldning av bio-bränsle. Arbetet är inte klart men Gunnar Omstedt på SMHI har använt tidigare
mätdata från Lycksele för att uppskatta haltnivåerna av bens(a)pyren i anslutning till områden med omfattande småskalig biobränsleeldning på andra platser.
Uppskattningarna utgår från mätdata för partklar (PM10). Beräkningsmodellen har kalibrerats gentemot mätdata för PM10. Modellen har räknat om det lokala halt-bidraget från vedeldning vid de meteorologiska förhållandena i Lycksele till att gälla meteorologiska förhållanden i andra tätorter, se figur 6. Ett lokalt haltbidrag från vedeldning i Lycksele har beräknats till drygt 20 µg/m3 partiklar vid tillfällen med omfattande eldning.
Figur 6 Beräknade högsta lokala haltbidrag av PM10 (µg/m3) i områden med omfattande vedeld-ning i pannbestånd med många gamla vedpannor under olika meteorologiska omgivvedeld-ningar. (Hansson m.fl. 2003)
Om Lyckseleområdet med den omfattande vedeldningen där flyttas till Kiruna, Luleå eller Sundsvall blir de lokala haltbidragen av partiklar mellan 10 och 15 µg/m3. I Stockholm eller Örebro skulle bidraget vara ca 5 µg/m3 och i södra Sveri-ge, Växjö, Såtenäs (nära Lidköping), Säve (Göteborg) och Malmö blir haltbidraget mindre än 2-3 µg/m3. Variationen i lokala haltbidrag är som framgår av figuren stor beroende på meteorologin.
Utsläppet av bens(a)pyren har beräknats i relation till PM10 till ca 1 promille enligt de mätningar som SP gjort inom BHM-projektet (rapport). Haltbidraget för bens(a)pyren kan genom skalning uppskattas till 0,5-1 ng/m3 under perioder på året med särskilt stort bidrag från vedeldning. Detta stämmer relativt väl med mätdata från orter med betydande vedeldning. I denna typ av tätorter har vinterhalvårsme-delvärden av bens(a)pyren på mellan 0,1 och 1 ng/m3 uppmätts. Ett vinterhalvårs-medelvärde kring 1 ng/m3 kan med en försiktig bedömning uppskattas motsvara 0,6-0,8 ng/m3 som årsmedelvärde. Detta innebär att överskridanden för alternativ 2 av den föreslagna normen på 1 ng/m3 som årsmedelvärde (till år 2012) på de mest utsatta platserna är osannolik men inte kan uteslutas.
