Enger K M-konsult AB

Enger K M-konsult AB

Luftföroreningar i Västra Götaland Emissioner, halter och spridning

Rapport 2004/05

Göteborg 2006-03-24 Uppsala 2006-03-24 Vänersborg 2006-03-24 IVL Svenska miljöinstitutet AB Enger KM-konsult AB Luft i Väst

Marie Haeger-Eugensson Leif Enger David Svensson

Karin Persson Hans Berglund

Karin Sjöberg

Innehållsförteckning

SAMMANFATTNING 3

1. Bakgrund 4

2. Omfattning 6

3. Syfte

4. Emissioner

4.1 Emissioner från arbetsmaskiner 7 4.2 Emissioner från fartygstrafik 8 4.3 Emissioner från småskalig uppvärmning 11 4.4 Emissioner från vägtrafik 13 5. Mätningar

5.1 Tidigare mätningar 16

5.2 Utvärdering av tidigare mätningar 17 5.2.1 Meteorologiska mätningar 18 5.2.2 Mätningar av luftföroreningar 19

5.3 Pågående mätningar 29

6. Spridningsberäkningar 30

6.1 Exempel på spridningsberäkningar

6.1.1 Kväveoxider från areakällor 31 6.1.2 Kolväten från areakällor 32 6.1.3 Partiklar från areakällor (ej vedeldning) 32 6.1.4 Partiklar från areakällor (vedeldning) 33 6.1.5 Kväveoxider från vägar 33 6.1.6 Kolväten från vägar 34 6.1.7 Kväveoxider från fartyg 34 6.1.8 Kolväten från fartyg 35 6.1.9 Partiklar från fartyg 35 6.1.10 Kväveoxider från vägar, areakällor och fartyg 36 6.1.11 Kolväten från vägar, areakällor och fartyg 36 6.1.12 Partiklar från vedeldning, areakällor,

vedeldning och fartyg 37

6.2 Jämförelse beräkningar mot mätningar 37

7 Fortsatt arbete 38

Sammanfattning

De utförda spridningsberäkningarna visar på ett mycket överskådligt sätt

spridningsbilden för olika ämnen. Här får kommunerna en god uppfattning om sin situation när det gällerföroreningsläget. I takt med att nya emissionsdata tas fram kommer spridningsbilderna att bli allt säkrare.

Det kan konstateras att överensstämmelsen mellan beräknade och mätta

kvävedioxidhalter är mycket god, vilket pekar på att använda emissionsdata ligger på rätt nivå.

När det gäller PM₁₀ visar utförda arbeten på komplexiteten när det gäller att

kartlägga luftföroreningarna för ett område – detta gäller framför allt bestämmandet av olika emissioner, exempelvis uppvirvling från vägar och jordbruksmark,

vedeldning och sjöfartens utsläpp. Emissionsdatabasen är emellertid upplagd på ett sådant sätt att det är relativt lätt att uppdatera hela eller delar av densamma då nya emissionsuppgifter tas fram.

Genom att jämföra spridningsberäkningar för olika ämnen med strategiskt utplacerade mätningar kan man också bestämma vilka justeringar i emissionsdata som måste ske.

De nu pågående mätningarna, där mätplatserna valts med utgångspunkt från emissionsdata-karteringen, kommer att utgöra ett bra underlag för den fortsatta kartläggningen. Här finns det också möjlighet att komplettera kartläggningen genom att analysera insamlingsfiltren för PM10 på olika ämnen.

Redan nu kan konstateras, att med en fortsatt samverkan genom luftvårdsför- bundet, kommer kommunerna att inom de närmaste åren att erhålla en mycket god bild av sin föroreningssituation, vilket ligger helt i linje med de krav som ställs i förordningen om miljökvalitetsnormer för utomhusluft.

Användningsområden för ALARM-systemet

Utöver vad som framkommit i denna rapport måste det framhållas att ALARM- modellen används i samband med miljöskyddsprövningar, kommunernas planeringsarbete, samt för räddningstjänsten arbete med riskbedömningar och olyckor.

1. Bakgrund

Den 1 januari 1999 trädde miljöbalken i kraft och därmed introducerades ett nytt verktyg i det svenska miljöarbetet. Miljökvalitetsnormer (MKN) avseende luftkvalitet har fastställts inom svensk lagstiftning, bland annat som en anpassning av EUs ramdirektiv för luftkvalitet och vidhängande dotterdirektiv till svenska förhållanden, med avsikten att skydda människors hälsa. Miljökvalitetsnormer har införts för svaveldioxid (SO2), kvävedioxid (NO2), bly (Pb), partiklar (PM10), bensen, kolmonoxid (CO) och ozon (O3) (SFS 2001:527). För flertalet av ovan nämnda komponenter finns också mer långsiktiga nationella miljömål (Regeringsprop.

2000/01:130).

Varje kommun ska kontrollera att miljökvalitetsnormerna uppfylls inom kommunen.

Kontrollen kan ske genom mätning, beräkning eller annan objektiv bedömning.

Mätning ska utföras i kommuner med fler än 250 000 invånare samt i områden där det kan antas att MKN kan komma att överskridas. Utvärderingströsklar har införts där den övre utvärderingströskeln (ÖUT) indikerar om man behöver övervaka luftkvaliteten genom att mäta (halter > övre utvärderingströskeln), se Figur 1. Om halterna ligger mellan övre och nedre utvärderingströskeln (NUT) räcker det med en kombination av mätningar och modellberäkningar. För kommuner som uppvisar halter under den nedre utvärderingströskeln är det tillåtet att enbart använda modellberäkningar. I tätorter med färre än 50 000 invånare behöver inte kontroll ske av timmedelvärden, förutsatt att ÖUT ej överskrids.

Ö vervakn in g m ed kam p anjvisa m ätningar i kom b in ation m ed m odeller

M Å L Å R µg/m³

0 10 20 30 40 50 60

2001 2002 2003 2004 2005

T O L E R A N SM A R G IN A L E R

M K N

Ö U T

N U T

Ö vervakning m ed m ätningar

M odeller och objektiv bedöm ning av luftkvalitetshalter

70 75

Figur 1. Schematiskt bild över utformningen av miljökvalitetsnormer (= MKN) (exemplet gäller för MKN för PM₁₀ som dygnsmedelvärde). ÖUT= övre utvärderingströskel, NUT= nedre utvärderingströskel (se nedan).

Som en följd av gällande bestämmelser gav länsstyrelsen 2001 IVL i uppdrag att ta

2.Omfattning

Under 2002 gav Luftvårdsförbundet för Västra Sverige, Luft i Väst, i samråd med länsstyrelsen, IVL Svenska Miljöinstitutet i uppdrag att utföra mätningar i 37 av Västra Götalands läns kommuner, se Figur 2, för att kartlägga luftkvaliteten i förhållande till MKN för NO2 och PM10 (Persson, K. 2003). Dessa mätningar följdes upp med mätningar av lättflyktiga kolväten (VOC) i de 37 kommunerna samt mätningar av PM10 i några kommuner med start november 2003 till och med oktober 2004. Under 2005/2006 har mätningarna av PM10 fortsatt och då framförallt av bakgrundshalter. Man vill genom dessa samordnade mätningar kunna bedöma om det föreligger fortsatta mätbehov i enlighet med de mätkrav som föreskrivs i förordningen om miljökvalitetsnormer för utomhusluft (SFS 2001:527).

På uppdrag av Luft i Väst utförde IVL under 2005 en emissionsdatakartering som omfattade emissioner från arbetsmaskiner (arbetsfordon och arbetsredskap), fartygstrafik samt småskalig uppvärmning. Emissionskarteringen och beräkningarna har utförts för hela Västra Götaland, se figur 3. Emissionskarteringen har fördelats geografiskt ner till en gridupplösning av 1 x 1 km. De föroreningsparametrar som inkluderas för arbetsmaskiner och fartygstrafik är NOx, SO2, partiklar samt där uppgifter finns, även lätta kolväten (VOC). För småskalig uppvärmning omfattas endast emissionerna av partiklar. Uppgifterna om arbetsmaskiner är baserade på emissionsuppgifter från Sveriges MiljöEmissionsData (SMED) medan uppgifter om fartygsemissioner härrör från underlag som IVL tagit fram. Emissioner från småskalig uppvärmning är också baserade på SMED-data.

Spridningsberäkningarna har utförts med hjälp av ALARM-systemet. Vind- och turbulens fälten från ALARM har använts i kombination med mätningar av vind- och temperaturprofiler i området.

Med hjälp av ALARM-systemet har sedan spridningsberäkningar utförts för år 2003 omfattande hela länet avseende ämnena kväveoxider, kolväten och partiklar.

Under detta år utfördes mätningar av PM10 i urban bakgrund i Borås, Färgelanda och i Mariestad. Dessutom utfördes mätningar av PM₁₀ i gaturum i Mariestad. För att undersöka möjligheten att uppskatta andelen långdistanstranporterade föroreningar har IVLs mätningar från Råö använts.

Luftvårdsförbundet har tio vindmaster – 10 meter höga – där förutom vindriktning och vindhastighet även temperaturgradienten bestäms. Vidare har förbundet tre SODAR-anläggningar som mäter vindriktning, vindhastighet samt skiktningsförhål- landen upp till 300 meters höjd.

I denna rapport presenteras såväl emissionskarteringar som spridningsberäkningar samt resultat från utförda och pågående mätningar av PM₁₀ .

3. Syfte

Syftet med ovanstående arbete är att erhålla en helhetsbild av förekommande halter av kväveoxider, partiklar och kolväten. Denna kartläggning skall kunna ligga till grund för kommunernas bedömningar av föroreningsläget samt utgöra en viktig del i kommande åtgärdsprogram.

Figur 2. Karta över Västra Götaland de gulmarkerade kommunerna är de som ingår i Luft i Väst.

4. Emissioner

4.1 Emissioner från arbetsmaskiner

Den geografiska fördelningen av emissioner från arbetsmaskiner härrör från ett antal sektorer, vilka är baserade på årsvisa utsläpp per kommun. Här ingår utsläpp från arbetsfordon och arbetsredskap som används vid skogsbruk och jordbruk, inom

NOx Partiklar

VOC CO

Figur 3. Emissioner (ton/år) av NOx, partiklar (PM10), VOC och CO från arbetsmaskiner. Upplösning 1x1 km rutnät.

VOC (ton/år)

421.8

442.4

707.2 928.4

70.5 NOx (ton/år)

2398.8

1206.4

803.4 3964.3

267.7

Partiklar (ton/år)

235.5

92.1 72.7

302.2

41.0 Jordbruk

Skogsbruk Hushåll Industri och anl Övrigt

Figur 4. Branschvis fördelning av respektive föroreningsparameter från arbetsmaskiner.

4.2 Emissioner från fartyg

IVL har utfört arbeten för Naturvårdsverket där en anpassning av emissionsdata har gjorts till aktuellt trafikunderlag och fartygens bränsleförbrukning. Osäkerhet råder dock om vilka bränslekvaliteter som används av fartygstrafiken då detta inte registreras någonstans. Bränslekvaliteten påverkar i första hand utsläppen av svavel och partiklar, men även övriga utsläppsparametrar påverkas i viss mån. I denna utredning används beräkningar som utförts av MariTerm för internationell sjöfart i svenska vatten år 2000.

Fartygstrafikens storleksfördelningen har uppskattats utifrån diskussioner med representanter för hamnarna och egna erfarenheter från tidigare studier av trafikmönstren. Den detaljerade beräkningen samt geografiska fördelningen av fartygsemissioner har beräknats för alla större hamnar i länet samt transportsträckorna i Göta älv, i Vänern och längs med Bohuskusten. Fartygstrafikens omfattning och storleksfördelning har erhållits från SCB:s hamnstatistik, och genom direktkontakt med de flesta hamnar i regionen. För färjetrafik har kompletterande information hämtats från ShipPax Statistics 2004. I beräkningen tas även hänsyn till att fartygen på vissa delsträckor (Göta Älv, inloppssträckor i hamnar) färdas med reducerad hastighet.

Emissionerna redovisas som linjeemissioner längs normala rutter för sjöfarten.

Trafiken på öppet hav kan inte följas i detalj utan emissioner från trafik i Kattegatt

trafiken från hamnarna görs förenklingen att trafiken går kortaste vägen ut till öppet hav

Fartyg med bruttotonnage under GT 300 ingår inte i statistiken, dvs bland annat fritidsbåtar, fiskefartyg, små passagerarfartyg och arbetsfartyg.

Utsläpp från fartygstrafik på hamnar inkl inloppssträckor 2003

0 50 000 100 000 150 000 200 000 250 000

Göta Alv Vänern V Götaland

Stenungsund W allhamn Uddevalla Lysekil Brofjorden Strömstad

NOx [kg]

Figur 5. Emissioner av NOx från respektive hamn och inloppssträcka.

(ej Göteborgs hamn med inlopp)

6 3 0 0 0 0 0 6 3 5 0 0 0 0 6 4 0 0 0 0 0 6 4 5 0 0 0 0 6 5 0 0 0 0 0 6 5 5 0 0 0 0 6 6 0 0 0 0 0

1 1 5 0 0 0 0 1 2 0 0 0 0 0 1 2 5 0 0 0 0 1 3 0 0 0 0 0 1 3 5 0 0 0 0 1 4 0 0 0 0 0 1 4 5 0 0 0 0

H a m n a r L i n je r B o h u s

( G ö t e b o r g )

T r o ll h ä t t a n

S u r t e

V ä n e r s b o r g

L i d k ö p i n g S j ö t o r p O t t e r b ä c k e n

K r i s t i n e h a m n K a r l s t a d

G r u v ö n

Å m å l

S t r ö m s t a d

B r o f j o r d e n

L y s e k i l U d d e v a ll a

G ö t a S t e n u n g s u n d

W a ll h a m n

Figur 6. Lokaliseringen av respektive fartygsrutt och hamn (ej Göteborgs hamn med inlopp)

Emissioner från sjöfarten av NOx, HC och PM10 beräknade för hela Västra Götaland visas i figurerna 7-9.

Figur 7. Emission av NOx från sjötrafik (ton/år).

Figur 8. Emission av HC från sjötrafik (ton/år).

Figur 9. Emission av PM10 från sjötrafik (ton/år).

4.3. Emissioner från småskalig uppvärmning

Här behandlas enbart emissioner av PM10 eftersom det vid tillfället för emissionskarteringen endast fanns information som dessa att tillgå i SMED. Om man översiktligt jämför förhållandet mellan emissionsfaktorerna för PM₁₀ och NO_x från småskalig uppvärmning så är PM10-emissionerna mellan 5 - 10 ggr större. För att erhålla en bättre geografisk upplösning för Västra Götalands emissionsdatabas har emissionerna fördelats med avseende på befolkningstäthet och över relevanta marktyper på motsvarande sätt som för arbetsmaskiner.

Den emission av PM10 från småskalig uppvärmning som ligger till grund för de vidare beräkningarna visas i nedanstående figur uppdelat per kommun.

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000

Härryda Par

tille Öcke

rö

Ste nun

gsu ndTjörn

Oru st Sotenäs

Munke dal

Tanum Dals-Ed

Färgeland a Ale

Lerum Vårgård

a

Bollebygd Grä

storp Ess

ung a

Karlsb org Gulls

pån g Tra

nem o

Bengtsfo rs Mel

lerud Lilla Ede

t Mark

PM10 (ton/år)

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000

Svenljunga Herrljunga

Vara Götene

Tibro Töreboda

Göteborg Mölndal

Kungälv Lysekil

Uddevalla Strömstad

Vänersborg Trollhättan

Alingsås Borås

Ulricehamn Åmål

Mariestad Lidköping

Skara Skövde

Hjo Tidaholm

Falköping

PM10 (ton/år)

Figur 10. Emission av PM10 från småskalig vedeldning för respektive kommun (från SMED).

Enligt ovanstående figur 10 är skillnaderna relativt stora mellan de olika kommunerna. SMED-emissioner har därefter fördelats geografiskt med avseende på markanvändningsklass, låg bebyggelse, samt dimensionerats efter befolknings- densiteten (figur 11).

Figur 11. Geografisk fördelning av emissioner från småskalig uppvärmning.

4.4 Emissioner från vägtrafik

Luftvårdsförbundet Luft i Väst (LiV) har uppdragit åt Enger KM-konsult AB att bygga upp en emissionsdatabas omfattande Vägverkets vägar (riksvägar) inom Västra Götaland. Från Vägverket har erhållits vägar och trafikintensitet uppdelat på personbilar, lätta och tunga lastbilar för hela området. Databasen har kontrollerats och uppenbara fel har korrigerats. Från Vägverkets publikation: ”Nybyggnad och förbättring. Effektkatalog” från 2001 har emissioner enligt den s.k. EVA-modellen utnyttjats för beräkning av emissionerna av NOx, HC, CO2 och partiklar. Dessa emissioner har införts i ALARM-systemets emissionsdatabas.

Vägverkets utsläppsmodell i EVA 2.31 utgår från att vägnätet delas in i länkar och noder och att dessa kan effektbedömas oberoende av varandra. EVA-modellen ger utsläppsmängder för bl.a. NOx, HC, CO2 och partiklar för aktuellt beräkningsår för de tre fordonstyperna.

Emissionsberäkningen sker efter följande principer för en väglänk:

• Årsmedelhastighet för personbilar, lastbilar utan och med släp för aktuellt år

• Körförlopp, dvs typisk hastighetsvariation kring medelhastigheten, vilket ger grundvärde för de olika utsläppen per fordonskategori

• Grundtillägg för kallstart och avdunstning

• Skattning av medelreselängd för bestämning av kallstarts- och hot soak-tillägg för olika vägkategorier

• Försämringsfaktorer för grundeffekt och för kallstart för personbilar

• Beräkningsår, som ger trafikarbetsandelar, medelålder och total körlängd för respektive fordonskategori för beräkning av resulterande försämringsfaktorer och hopvägningar till medeleffekter för respektive fordonstyp

• Schablonkorrigering för lätta dieselfordon

Emissioner från vägverkets linjekällor av NOx, HC och PM10 beräknade för hela Västra Götaland visas i figurerna 12-14.

I tabell 1 anges de totala emissionerna av NOx, HC och PM10 från areakällor och linjekällor för hela Västra Götaland.

Figur 12. Emission av NOx från Vägverkets linjekällor (ton/år).

Figur 13. Emission av HC från Vägverkets linjekällor (ton/år).

Figur 14. Emission av PM10 från Vägverkets linjekällor (ton/år).

Tabell 1. Emissioner i Västra Götaland (ton/år).

NOX HC PM10

(EJ VEDELDNING)

PM10 (VEDELDNING)

Areakälla 8030 2200 700 5430

Linjekälla 12200 6050 180 (avgaser)

Fartyg Linje+Hamn

17500 310 750

Totalt 37730 8660 1630

Totalt PM10 7080

Det bör observeras att den totala emissionen av PM10 från arbetsmaskiner är totalt 700 ton/år medan emissionerna från vedeldning är ca 5400 ton/år. Emissionerna omfattar ej större punktkällor. Dessa håller för närvarande på att uppgraderas.

5. Mätningar

5.1 Tidigare mätningar

Under 2002/03 mättes partiklar (PM₁₀) i de tre kommunerna Mariestad, Borås och Färgelanda. I Borås (december-juni) och Färgelanda (december-maj) mättes i urban bakgrund och i Mariestad i såväl urban bakgrund (december-mars) som gaturum (december-april). Mariestads gaturum uppvisade generellt de högsta halterna av PM₁₀. För de tre månader som i Mariestads gaturum uppvisade de högsta PM₁₀- halterna (februari - april) utfördes analys av bly (Pb) och kadmium (Cd) som månadsmedelvärde..

Mätningarna av kvävedioxid med diffusionsprovtagare gjordes på två platser i 37 kommuner, en i gaturum och en för att spegla den genomsnittliga halten i tätorten (urban bakgrund) månadsvis under fem månader (december 2002 - april 2003).

I nio av kommunerna (Alingsås, Borås, Lysekil, Sotenäs, Strömstad, Tanum, Trollhättan, Uddevalla och Vänersborg) fortsatte mätningarna av NO2 under maj - augusti i gaturum. Anledningen var bland annat att spegla föroreningsbelastningen under sommaren i några turistorter samt att erhålla ett mer representativt årsmedelvärde i de mest belastade kommunerna.

2003/04 utfördes mätningar av lättflyktiga kolväten (VOC) och partiklar (PM₁₀).

Partikelmätningar (PM10) skedde i urban bakgrund i två kommuner, Mariestad (november - april) och Trollhättan (november - maj).

Provtagningsutrustningen för PM₁₀ installerades av IVL medan uppsättning av diffusionsprovtagare ombesörjdes av personal vid de lokala miljökontoren. De veckovisa provbytena av PM10 och VOC skötte också miljökontoren i respektive kommun. Exponerade prover skickades in till IVLs laboratorium för analys. Mät- och analysmetoderna för VOC och PM10 är ackrediterade av Styrelsen för ackreditering och teknisk kontroll (SWEDAC) enligt svensk lag.

5.2 Utvärdering av tidigare mätningar

Under vinterperioden 2002/2003 utfördes att antal mätningar av NO₂ och PM₁₀ i Färgelanda, Borås och Mariestad. I Mariestad mättes PM10 både i urban bakgrund och i ett gaturum. För att försöka spegla intransporten av luftföroreningar från andra länder har mätningar utförda på bakgrundsstationerna Råö och Aspvreten använts i studien. Råö ligger på Onsalahalvön söder om Göteborg i Hallands län, se figur 15.

Dessutom har mätningar utförda i Göteborg ingått i utvärderingen.

Figur 15. Råö på Onsalahalvön sydväst om Kungsbacka (kontinuerliga

mätningar).

Figur 16. Färjelanda med omnejd. Här mättes PM₁₀ i bakgrundsmiljö (1/12 2002 till 3/6 2003).

Figur 17. Borås med omnejd. Här mättes PM₁₀ i urban bakgrund (21/12 2002 till den 24/6 2003).

Figur 18. Mariestad med omnejd. Här mättes PM₁₀ både i urban bakgrund (20/12 2002 till den 12/3 2003) och i gaturum (21/12 till den 30/4 2002)

Figur 19. Göteborg (varuhusets Femmans tak) har mätningar av NO, NO2, SO2 och PM10 från den 1/1 2003 till den 31/5 2003 använts i utredningen.

Värdena är hämtade från det nationella datavärdsskapet. Mätningarna har utförts av Miljöförvaltningen i Göteborg.

Figur 20. Aspvreten (ringmarkering) mellan Nyköping och Trosa.

Bakgrundsvärden vid en mätstation på ostkusten har använts, nämligen

Aspvreten mellan Nyköping och Trosa.

Data är hämtade från det nationella datavärdskapet. Mätningarna har utförts av ITM (Institutionen för tillämpad miljövetenskap).

5.2.1. Meteorologiska mätningar

Under mätperioden 1/1 2003 till 30/6 2003 visar mätningar från Borås följande bild, se figurerna 21 och 22.

Under början av januari var det kallare än normalt, men från mitten av januari och resten av månaden var det varmare än normalt. Under februari var temperaturen något under det normala medan under mars något över det normala.

Nederbörden visas i figur 22 och vi noterar att det var många nederbördsdagar under januari, men att februari och mars var ovanligt torra. Detta har stor betydelse för PM10

- halten, som orsakas av uppvirvling av damm. Om marken är torr blir det mycket mer uppvirvling (orsakad framförallt av bilar) än om marken är blöt vid regn eller marken är täckt av snö.

Figur 22. Nederbörd vid stationen i Borås.

5.2.2 Mätningar av luftföroreningar

Låt oss först betrakta PM10 -koncentrationerna och dela upp den som medelvärde över de olika månaderna. Figur 23 visar månadsmedelvärdet av PM10 -halten i urban bakgrund i Borås, Färgelanda, Mariestad och Göteborg samt för Råö och Aspvreten.

Vi ser från figuren att koncentrationerna under mars är mycket högre än under andra månader Vi ser att halten av PM10 på Råö är högre än på de andra platserna under vissa månader (jan, febr, maj). Det betyder sannolikt att Råö påverkas av någon annan källa än bara intransport från utlandet, se resonemang nedan.

Vi ser också att PM10 - halten i Färgelanda är lika stor (eller högre) som i Borås för alla månader utom mars och januari. Att en stor kommun och en liten kommun har samma halter kan bero på olika saker, t.ex. olika utsläppskällor. Några källor till partiklar är vedeldning, utsläpp från arbetsredskap, bilavgaser, uppvirvling av damm från vägar, däck- och vägslitage, uppvirvling från åkermark, saltstänk från havet.

Skillnader i halter beror också på olika mäthöjder på de olika platserna. Om vi har lokala källor till föroreningen är det stor höjdvariation i föroreningshalt. För de mätningar som här presenteras är de urbana bakgrundsplatserna valda så att det de är jämförbara med varandra, ca 4-8 m ovan mark. Göteborgs urbana bakgrundsstationen är dock belägen ovan tak, dvs på betydligt högre höjd än övriga stationer.

Figur 23. Månadsmedelvärdet av PM10 för de olika platserna.

För att utröna om en viss del av PM10 -halten beror på biltrafiken (avgaser, uppvirvling av damm, däck- och vägslitage) kan vi beräkna koncentrationen som en funktion av veckodag. Vi måste också undersöka om det är skillnader om vägen är våt eller torr.

Vi ser från figur 24 att det är lägre koncentrationer i Borås under lördag och söndag då vi har lägre trafikintensitet. I Färgelanda, figur 25, är denna skillnad mindre utpräglad, men dock lägre under söndagen. I Mariestad, figur 26, är det som i Borås lägre värden under lördag och söndag. Även i Göteborg är det något lägre halter under lördag och söndag, se figur 27.

Om vi betraktar PM10 i gaturummet får vi en mycket klar bild av trafikens inflytande på halterna. I figur 28 visas PM10-halten i gatunivå då urbana bakgrunden har subtraherats för dagar då ingen nederbörd har ägt rum. Eftersom bakgrundsvärdet har subtraherats visar bilden koncentrationen orsakad av emissionerna på gatan. Det är en mycket kraftig variation under veckan med lägsta värdena under söndagen, vilket kan tolkas som att emissionerna på gatan orsakas av biltrafiken. Denna figur visar förhållanden när det inte regnar. Vid nederbörd fås en helt annorlunda bild, figur 29, där vi inte kan se någon utpräglad variation under veckan. Från detta kan vi då också dra den slutsatsen att PM₁₀ -halten i gaturummet beror till största delen av uppvirvling från marken och ej av utsläpp av bilavgaser.

Figur 24. PM10 -koncentrationen i urban bakgrund i Borås under dagar med ingen nederbörd.

Figur 25. PM10 -koncentrationen i urban bakgrund i Färgelanda under dagar med ingen nederbörd.

Figur 26. PM₁₀ -koncentrationen i urban bakgrund i Mariestad under dagar med ingen nederbörd.

Figur 27. PM₁₀ -koncentrationen i urban bakgrund i Göteborg under dagar med ingen nederbörd

Figur 28. Differensen av PM10-halt i gatunivå och urban bakgrund i Mariestad under dagar utan nederbörd.

Figur 29. Differensen av PM10 - halt i gatunivå och urban bakgrund i Mariestad under dagar med nederbörd.

Biltrafikens variation under veckan kan man också se i variationer av NOx i Göteborgs bakgrundsluft (taket på Femmans varuhus). Både NO och NO2 har mätts vid denna mätplats. Mätningarna genomgörs av Miljöförvaltningen i Göteborg och redovisas i det nationella datavärdskapet. Figur 30 visar NOx som funktion av veckodag för alla dagar från 1 januari till 31 maj 2003. Enligt figuren skulle koncentrationen vara mycket högre på onsdag och torsdag. Detta skulle kunna bero på påverkan av något lokalt utsläpp. Vid närmare analys av NO och NO₂ data från denna mätplats fann man att under 7-8 januari var halterna av NOx över 500 µg/m³ och under enskilda timmar över 1600 µg/m³. Under dessa timmar är andelen NO (uttryck som NO2) mer än 80% av NOx-värdet vilket tyder på en mycket lokal källa. Om man utesluter dessa två dagar erhålls resultat enligt figur 31.

Figur 30. NOx-halten som funktion av veckodag.

Figur 31. NOx-halten som funktion av veckodag då 7-8 januari, 2003 är uteslutna.

Vi ser från figur 31 att det är en tydlig variation med veckodag med mycket lägre värden under lördag och söndag. Från figur 32 ser vi att andelen NO2 av NOx är 65%

under vardagar (mån-fre) och ca 80% under veckoslutet. Att det är något mindre andel NO₂ under vardagar beror på att NOx-koncentrationen då utgörs av en större del närliggande trafikemission än under veckoslutet.

Figur 32. Förhållandet NO2/NOx som funktion av veckodag i Göteborg.

För att utröna andra eventuella källor till PM₁₀ -halter kan vi uppdela materialet som funktion av vindriktning. Vid denna undersökning har en medel-vindriktning under ett dygn använts. I undersökningen har den s.k. geostrofiska vindriktningen använts. Man kan säga att det är vindriktningen på 500-1000 m:s höjd.

Geostrofiska vindriktningen har erhållits med hjälp av de mast- och sodarmätningar som utförs av Luft i Väst i kombination med vind- och turbulensdatabasen i ALARM- systemet. Observera att vindriktningen vid marken skiljer sig något från den geostro- fiska vindriktningen. Om vinden går över ett större vattendrag (hav eller t.ex Vänern) är skillnaden ca 5 grader men över mark beroende av underlag ca 15 –30 grader. Dvs om geostrofiska vindriktningen är 180^o så kan den verkliga vindriktningen vid marken vara t.ex 160 ^o.

Från figur 33 ser vi att halterna vid vindar från väst upp till nordlig riktning (270^o till 360 ^o) ger de lägsta PM10-halterna i Mariestad, dvs då luften kommer från Vänern, se figur 34. De högsta halterna i Mariestad fås när vinden kommer från 135-180 grader (SE-S) vilket är när luften passerat ett stort åkerfält söder om Mariestad. Det skulle dock kunna vara orsakat av transport utifrån men då bör denna förhöjning i koncentrationen också skönjas på de andra mätplatserna vilket ej är fallet, se nedan.

Figur 33. PM10-koncentrationen i Mariestad som funktion av vindriktning.

Figur 34. Karta över Mariestad med omnejd. Ljusblå färg är sjöar, gulvit färg åker och grön färg skog.

Om de höga värdena vid riktning från SE-S kommer från fältet borde de högsta värdena erhållas när marken är torr och ej frusen och snötäckt. Figur 35 visar halten som funktion av vindriktning men nu också uppdelat på olika månader.

Figur 35. PM₁₀ -halten i Mariestad som funktion av geostrofiska vindriktningen uppdelat efter månad.

Vi ser från figuren att de högsta koncentrationerna erhålls vid riktningar från 140-200 grader och dessa tillfällen inträffade under mars och något fall februari. Under februari och mars var det mycket torrare än normalt. Under mars var dygnsmedeltemperaturen också över 0^oC.

Om vi istället betraktar PM10-koncentrationen i Färgelanda som funktion av vind- riktning, se figur 36, får vi en helt annorlunda bild. Här får man de lägsta halterna vid sydostliga vindar och de högsta vid nordliga vindar.

Figur 36. PM₁₀-koncentrationen i Färgelanda som funktion av vindriktning.

Från figur 36 ser vi att halterna vid geostrofiska vindar från nordväst till nordost (315^o till 45 ^o) ger de högsta PM10 -halterna vilket är när luften passerat ett stort jordbruksfält norr om Färgelanda, se figur 37. Det skulle dock kunna vara orsakat av transport utifrån men då borde denna förhöjning i halt också skönjas på de andra mätplatserna. I Mariestad hade vi de lägsta koncentrationerna i denna riktning. I alla andra riktningar är medelkoncentrationen nästan konstant (20 µg/m³) i Färgelanda.

Figur 37. Karta över Färgelanda med omnejd. Ljusblå färg är sjöar, gulvit färg åker och grön färg skog.

Även i Borås får man de högsta PM₁₀-koncentrationerna vid nordlig vind, se figur 38, men de lägsta vid nordoslig till ostlig vind.

Figur 38. PM10 -halten i Borås som funktion av vindriktning.

vindriktningar från nord till ost, ca 17 µg/m³. I alla andra riktningar är medelkoncentrationen nästan konstant (20-25 µg/m³).

Figur 39. Karta över Borås med omnejd. Ljusblå färg är sjöar, gulvit färg åker, grön färg skog och lila industriområde.

PM₁₀ -halten i Göteborg, figur 40, påminner i fördelning av halterna i Färgelanda med de högsta halterna vid vindriktningar från nordväst till nordost.

Figur 40. PM₁₀-halterna i Göteborg som funktion av vindriktning.

Om vi nu betraktar PM10 -halten vid Råö som funktion av geostrofisk vindriktning, figur 41, kan vi notera att vi får de högsta koncentrationerna, ca 25 µg/m³, vid vindar

från syd till sydväst (180^o-225 ^o) och de lägsta, ca 11 µg/m³, vid nordlig till ostlig vind (0^o-90 ^o). Observera dock att de höga värdena vid vindar från syd till sydväst är högre än koncentrationerna i Mariestad, Färgelanda och Borås vid samma vindriktningar.

Detta tyder på att det kan finnas en lokal källa som bidrar till halterna av PM10 vid Råö. Från figur 42 ser man att Råö, som ligger på Onsala-halvön (se också figur 15), omges av hav från riktningar från sydost till nordväst. En möjlig källa till PM10-halten skulle då kunna var saltpartiklar från havet som emitteras vid vågbrytning. Detta fenomen kräver dock relativt höga vindhastigheter och kan sannolikt inte ensamt förklara de höga PM₁₀ -halterna vid dessa vindriktningar.I figur 43, visas differensen mellan PM10 -halten- i Borås och på Råö som funktion av vindriktning. Vi ser i figuren att vi får negativa värden för vindriktningar mellan 110 ^o och 300 ^o. Differensen borde vara positiv eftersom vi har lokala källor av PM₁₀ från vedeldning, trafik, uppvirvling etc i Borås. Detta kan tyda på att PM10 -halterna vid Råö periodvis har en stor påverkan av havssalt och därmed under dessa perioder inte ger en rättvis bild av den långväga intransporten av PM₁₀. IVL håller för närvarande på att undersöka havssaltsandelen av PM10 -halten såväl vid Råö som Borås, Färgelanda och Mariestad.

Figur 41. Koncentration av PM10 som funktion av vindriktning vid Råö.

Figur 42. Karta över Råö med omnejd. Ljusblå färg är hav, gulvit färg åker och grön färg skog.

Figur 43. Differensen av PM₁₀

-halten i Borås och Råö som funktion av vindriktning

Figur 44. Differensen av PM₁₀

-halten i Mariestad och Råö som funktion av vindriktning.

5.3 Pågående mätningar

Under pågående vinterhalvår (2005/06) har mätningarna av PM₁₀ intensifierats i Luft i Västs regi. Syftet med mätningarna denna omgång är främst att genom att mäta i regional bakgrund och i tätorter försöka uppskatta andelen av långdistans- transporterade partiklar. PM₁₀ mäts därför i Mariestad, i både urban bakgrund, gaturum och på landsbygd, i Tidaholm i urban bakgrund och å landsbygd. Dessutom mäts på landsbygd i Färgelanda och Alingsås samt på bakgrundsstationen vid Råö. På flera av stationerna mäts även parallellt NO₂ och O₃ som månadsmedelvärden med diffusions provtagare, se figur 45. Borås kommun mäter i egen regi NO₂, SO₂ och O₃ samt bensen, toluen och xylen med DOAS.

Figur 45. Pågående mätningar inom Luft i Väst vintern 2005/06.

6. Spridningsberäkningar

Dynamiken i atmosfärens gränsskikt beror på komplex växelverkan av olika

inflytande: lokal topografi, vegetation, moln, storskaliga synoptiska krafter (t.ex låg och högtryck), olika uppvärmning av jordytan och andra processer. Turbulenta flödet i atmosfären är extremt komplext och övergriper så många storlekar av virvlar att det i praktiken är helt omöjligt att i detalj simulera all virvlar. Studier av det turbulenta flödet fokuseras därför på att beskriva dess statistiska egenskaper. Modellen som används löser ekvationerna för medelflödena, dvs för vinden, temperaturen och fuktigheten, men också ekvationer för turbulensen i atmosfären. Modellen har utvecklats vid Meteorologiska institutionen, Uppsala universitet, Uppsala under de senaste 25 åren. Den datamaskinstid som fordras för den här typen av modell är ofta av samma storleksordning som den simulerade tiden, och är alltså alltför datamaskins- krävande för att utnyttjas vid säsongs eller årsberäkningar. Istället för att förenkla modellstrukturen, som skulle kunna introducera felaktiga resultat i komplex terräng, initierade Enger KM-konsult AB ett annorlunda tillvägagångssätt. Ett stort bibliotek med simulerade vind-, temperatur-, specifik fuktighets-, och turbulensfält skapades genom att göra simuleringar med den meteorologiska modellen för ett stort antal vädersituationer – en så kallad meteorologisk databas. Denna databas innehåller meteorologiska data för flera tusen vädersituationer för det aktuella området.

Ett atmosfäriskt modellsystem (ALARM-systemet) har implementerats i hela Västra

meteorologiska mätningar. När man använder den meteorologiska databasen för spridningsberäkningar måste man veta vilket av dessa flera tusen vind- och turbulens- fält som skall användas för en viss tidpunkt. Genom att använda mätningar av vind från ett sodarinstrument på någon plats i området och mätningar av en temperatur- profil och vind från en mast i området, kan modellen jämföra mätdata med simulerade data och leta fram den situation i databasen som ger den bästa överensstämmelsen mellan mätning och simulering på de aktuella mätplatserna. Den situation som ger bästa överensstämmelse används för spridningsberäkningarna.

Beräkningar av vilket fall i den meteorologiska databasen som överensstämmer bäst mot mätningar i området utförs för varje enskild timme under året. Dessa vind- och turbulensfält används sedan för spridningsberäkningarna. I den här aktuella studien har spridningsberäkningar utförts för hela Västra Götaland genom att använda de beräknade emissionerna från de olika ämnena i kombination med den meteorologiska databasen. Emissionerna har angetts i 1x1 km rutor och spridningsberäkningar av koncentrationen har beräknas för var 10:e sekund under året – detta pga rent numeriska orsaker. Resultat av beräkningarna har sparats för varje enskild timme under år 2003. Dessa resultat har sedan använts till att beräkna medelevärden av NOx, PM10 och HC.

Figur 46. Årsmedelvärde av NOx (µg/m³) beräknat för areakällor.

Figur 47. Årsmedelvärde av HC (µg/m³) beräknat för areakällor.

Figur 48. Årsmedelvärde av PM10 (ej vedeldning) (µg/m³) beräknat för areakällor.

Figur 49. Årsmedelvärde av PM10 (µg/m³) ( endast vedeldning) beräknat för areakällor.

Figur 50. Årsmedelvärde av NOx (µg/m³) beräknat för linjekällor.

Figur 51. Årsmedelvärde av HC (µg/m³) beräknat för linjekällor.

Figur 52. Årsmedelvärde av NOx (µg/m³) beräknat för fartyg.

.

Figur 53. Årsmedelvärde av HC (µg/m³) beräknat för fartyg.

Figur 54. Årsmedelvärde av PM10 (µg/m³) beräknat för fartyg.

I figurerna nedan visas den totala årsmedelkoncentrationen från linjekällor, areakällor, vedeldning och sjöfart.

Figur 55. Årsmedelvärde av NOx. Linjekällor+Areakällor+Fartyg.

Figur 57. Årsmedelvärde av PM10. Vedeldning+Areakällor+Fartyg.

6.2 Jämförelse beräkningar mot mätningar

Kväveoxider

Mätta (2003) och beräknade halter av NOx ges i följande tabell. Mätningarna är uförda på NO2 och vi har antagit att ca 70 % av NOx är som NO2, jämför figur 32.

Till de simulerade värdena skall en bakgrund av NO2 från utlandet adderas.

Borås, Stn A

(µg/m³)

Mariestad, Stn A (µg/m³)

Färgelanda (µg/m³)

Simulerad(NOx) 35 16 12

Simulerad(NO2) 25 11 8

Mätt (NO₂) 27 14 10

Ovanstående tabell visar på en mycket god överensstämmelse mellan beräknade och mätta kvävedioxidhalter. Man kan här konstatera att de emissionsdata som använts ligger på rätt nivå. Det bör dock noteras att simulerad koncentration är

årsmedelvärden och mätta endast för några månader. Dessutom har vi kemiska reaktioner till andra ämnen, såsom N2O5 och NO3. Dessa är störst under mörka årstiden., vilket kanske ger en annan omvandlingsfaktor mellan NOx och NO₂ för långa avstånd från källan under vinterhalvåret.

PM₁₀

Om halterna för PM10 från vedeldning - som beräknats som årsmedelvärde - omräknas så att de gäller för vinterperioden (dubbel emission under vinterhalvåret) erhålls för

Borås 28 ug/m³, Mariestad 5.5 ug/m³ och Färgelanda 2 ug/m³.

Till dessa värden kommer intransport (enligt Aspvreten på ostkusten ca 10-12 ug/m³) samt andra lokal källor t ex uppvirvling från vägar och åkrar.

Nedanstående tabell visar en jämförelse med mätta och simulerade värden

PM10 Beräknade Mätta

Borås 28+bakgr 26

Mariestad 5.5+bakgr 17 Färgelanda 2+bakgr 22

Det kan konstateras att beräkningarna för Borås ligger för högt, vilket torde bero på att emissionsdata för vedeldning är för hög. Detta påtalas också i IVL:s rapport, men då tillgång till säkrare indata inte för närvarande finns tillgänglig användes de emissionsdata som finns i SMED-databasen. Här bör således en revidering ske. Man bör dock vänta med detta arbete något år tills den nu pågående omställningen av värmeförsörjningen stabiliserats – införandet av värmepumpar, pelletseldning, solvärme etc kommer säkerligen att ge en annan emissionsbild.

7. Fortsatt arbete

För att komplettera den fortsatta kartläggningen bör följande arbete utföras det närmaste året.

1. Inläggning och revidering av emisionsdata i spridningsmodellen, exempelvis större punktkällor, kommunala vägar samt emissioner från kvarter (trafik, uppvärmning).

2. Utvärdering av pågående mätningar.

3. Fortsatta mätningar - mätningar av partiklar dels i Urbanmätnätet i Mariestad och Tidaholm och dels genom passiva mätningar i varje medlemskommun. Vissa kompletterande mätningar kan också vara aktuella för kvävedioxid, ozon och lätta kolväten.

4. Förnyade spridningsberäkningar.

Referenser Alarm-systemet

1. Enger L. (1986) A higher order closure model applied to dispersion in a convective PBL.

Atmospheric Environment 20, 879-894.

2. Enger L. (1990a) Simulation of dispersion in moderately complex terrain - Part A. The fluid dynamic model. Atmospheric Environment 24A, 2431--2446.

3. Enger L. (1990b) Simulation of dispersion in moderately complex terrain - Part B. The higher- order closure dispersion model. Atmospheric Environment 24A, 2447--2455.

4. Enger L. (1990c) Simulation of dispersion in moderately complex terrain - Part C. A dispersion model for operational use. Atmospheric Environment 24A, 2457--2471.

5. Melas D. and Enger L. (1993) A numerical study of flow in Athens area using the MIUU model. Environment Software 8, 55-63.

6. Enger L., Koracin D., Yang X. (1993) A numerical study of the boundary layer dynamics in a mountain valley --- Part 1. Model validation and sensitivity experiments. Boundary-Layer Met. 66. 357-394.

7. Koracin D. and Enger L. (1994): A numerical study of the boundary layer dynamics in a mountain valley - Part 2. Observed and simulated characteristics of the atmospheric stability and the local flows. Boundary-Layer Met. 69, 249-283.

8. Enger L. and Koracin D. (1995) Simulations of dispersion in complex terrain using a higher- order closure model. Atmospheric Environment 29, 2449-2465.

1. 9. Abiodun, B. and Enger L. (2002): The role of advection of fluxes on modelling dispersion in convective boundary layers. Quart, J. Roy. Met. Soc., 128, 1589-1607.

Referenser IVL

1. COMMUTE: (1999). "Common Methodology for Multimodal Transport Environmental Impact Assessment". EU DGVII,.

2. Cooper, D. A. (2003) ‘Exhaust emissions from ships at berth’, Atmospheric Environment 37, pp 3917-3830.

3. Cooper, D.A., Gustafsson, T., (2004) ‘Methodology for calculating emissions from ships – 1.

Update of emission factors’ IVL Swedish Environmental Research Institute, Gothenburg, Sweden to be published on SMED homepage at www.smed.miljodata.nu/

4. Engberg, A, (2002). "Svenska CORINE Marktäckedata", SCMD-0001, Produktspecifikation, Lantmäteriet

5. European Commission (2002) ‘Quantification of emissions from ships associated with ship movements between ports in the European Community’. Entec UK Ltd and IVL Swe. Env.

Res. Inst., July 2002.

2. www.europa.eu.int/comm/environment/air/background.htm#transport

6. Flodström m .fl. (2004). "Uppdatering av utsläpp till luft från arbetsfordon och arbetsredskap för Sveriges nationella raportering. Inom SMED.

7. Haeger, M., Enger, L. 2002. Vidareutveckling av ALARM-systemet. För Luft i Väst. IVL- rapport L02/02

8. MariTerm (2002) ’Emissionssammanställning av sjöfartsemissioner i Nordsjön, Östersjön och för trafik på Sverige år 2000’, utredning för Sjöfartsverket.

9. Mattsson, D. 2003 Förändringen av PM10 -halten i ett gaturum vid olika meteorologiska parametrar - en studie av trafikemissioner och resuspension.

10. ’MEET Methodology for calculating transport emissions and energy consumption’. EU DGVII (1999).

11. Omstedt m.fl. (2003). Vedeldning i småhusområden. SMHI.

12. Stripple, H, Munkhammar, Fagerlund, Skagerström, Johanson och Ylivainio "Beräknings- och presentationsmetoder för emissioner från småskalig förbränning i fastigheter- Pilotprojekt 2".

SMED, Svenska MiljöEmissionsData, SMHI.

13. ShipPax Statistics 04 The Yearbook for Passenger Shipping Traffic Figures, Plus 2 Ferry Consultation, Halmstad, 2004.