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
IVL Svenska miljöinstitutet AB Enger KM-konsult AB
Marie Haeger-Eugensson
Leif Enger
Karin Persson
Karin Sjöberg
Vänersborg 2006-03-24
Luft i Väst
David Svensson
Hans Berglund
Innehållsförteckning
Sidan
SAMMANFATTNING
3
1.
2.
3.
4.
4
6
Bakgrund
Omfattning
Syfte
Emissioner
Emissioner från arbetsmaskiner
Emissioner från fartygstrafik
Emissioner från småskalig uppvärmning
Emissioner från vägtrafik
5. Mätningar
Tidigare mätningar
Utvärdering av tidigare mätningar
Meteorologiska mätningar
Mätningar av luftföroreningar
Pågående mätningar
6. Spridningsberäkningar
Exempel på spridningsberäkningar
6.1.1
Kväveoxider från areakällor
6.1.2
Kolväten från areakällor
6.1.3
Partiklar från areakällor (ej vedeldning)
6.1.4
Partiklar från areakällor (vedeldning)
6.1.5
Kväveoxider från vägar
6.1.6
Kolväten från vägar
6.1.7
Kväveoxider från fartyg
6.1.8
Kolväten från fartyg
6.1.9
Partiklar från fartyg
6.1.10
Kväveoxider från vägar, areakällor och fartyg
6.1.11
Kolväten från vägar, areakällor och fartyg
6.1.12
Partiklar från vedeldning, areakällor,
vedeldning och fartyg
6.2
Jämförelse beräkningar mot mätningar
7 Fortsatt arbete
7
8
11
13
16
17
18
19
29
30
31
32
32
33
33
34
34
35
35
36
36
37
37
38
2
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 gäller föroreningsläget. 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 luftvårdsförbundet, 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 ALARMmodellen används i samband med miljöskyddsprövningar, kommunernas
planeringsarbete, samt för räddningstjänsten arbete med riskbedömningar och
olyckor.
3
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.
µg/m 3
75
T O L E R A N SM A R G IN A L ER
70
60
M KN
50
40
Ö vervakning m ed m ätningar
ÖUT
30
Ö vervakning m ed kam panjvisa m ätningar i
kom bination m ed m odeller
NUT
20
M odeller och objektiv bedöm ning av luftkvalitetshalter
10
0
2001
2002
2003
2004
2005
M ÅLÅR
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
fram förslag till program för luftkvalitetsövervakningen i Västra Götaland. (Sjöberg
och Lövblad, 2001).
4
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 skiktningsförhållanden upp till 300 meters höjd.
I denna rapport presenteras såväl emissionskarteringar som spridningsberäkningar
samt resultat från utförda och pågående mätningar av PM10 .
5
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
industrin och i hushåll samt småskalig uppvärmning. För ytfördelning och
koordinatbestämning av dessa emissioner har källtyperna fördelats beroende på dess
geografiska tillhörighet (Figur 3). Fördelning av emissionerna från arbetsmaskiner
varierar beroende på föroreningsparametrar och bransch (Figur 4).
6
NOx
Partiklar
VOC
CO
Figur 3. Emissioner (ton/år) av NOx, partiklar (PM10), VOC och CO från
arbetsmaskiner. Upplösning 1x1 km rutnät.
7
VOC (ton/år)
NOx (ton/år)
70.5
267.7
421.8
2398.8
928.4
442.4
3964.3
1206.4
803.4
707.2
Partiklar (ton/år)
41.0
235.5
Jordbruk
Skogsbruk
Hushåll
Industri och anl
Övrigt
302.2
92.1
72.7
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
och Skagerack läggs ut på en enda linjesträckning som följer den svenska kusten. (På
grund av djupförhållanden m.m. går huvuddelen av den passerande trafiken närmare
Sverige än Danmark.) Detta bedöms tillräckligt för att skapa en bakgrundsnivå. För
8
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
250 000
200 000
NOx [kg]
150 000
100 000
50 000
0
Göta Alv
Vänern V
Götaland
Stenungsund
W allhamn
Uddevalla
Lysekil
Brofjorden
Strömstad
Figur 5. Emissioner av NOx från respektive hamn och inloppssträcka.
(ej Göteborgs hamn med inlopp)
6600000
G ruv ö n
K a r ls t a d
K r is t i n e h a m n
Å m ål
6550000
S trö m s ta d
O tte rb ä c k e n
S jö t o r p
6500000
L id k ö p i n g
B r o f jo r d e n
U d d e v a lla
V ä n e rs b o rg
T r o llh ä t t a n
L y s e k il
6450000
Hamnar
L i n je r
G ö ta
S te n u n g s u n d
W a llh a m n
B ohus
S u rte
(G ö te b o rg )
6400000
6350000
6300000
1150000
1200000
1250000
1300000
1350000
1400000
1450000
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.
9
Figur 7. Emission av NOx från sjötrafik (ton/år).
Figur 8. Emission av HC från sjötrafik (ton/år).
10
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 NOx 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.
11
Sv
en
lju
He nga
rrlj
un
ga
Va
r
Gö a
ten
e
Ti
Tö bro
reb
od
a
Gö
teb
org
Mö
lnd
Ku al
ng
älv
Ly
se
kil
Ud
de
v
Str alla
öm
st
Vä
ne ad
rsb
org
Tro
llhä
tta
n
Ali
ng
så
s
Bo
rås
Ulr
ice
ha
mn
Åm
å
Ma
rie l
sta
d
Lid
kö
pin
g
Sk
ara
Sk
öv
de
Hjo
Tid
ah
Fa olm
lkö
pin
g
PM10 (ton/år)
ry
d
Pa a
rti
St Ö lle
e n ck
un erö
gs
un
d
Tj
ör
n
O
So rust
t
M enä
un s
ke
d
Ta al
nu
D m
Fä als
rg -Ed
el
an
da
Al
Le e
Vå r u m
rg
Bo ård
lle a
b
G ygd
rä
st
Es orp
s
Ka ung
rl s a
G bo
ul rg
ls
p
Tr ån
an g
Be e
ng mo
ts
M fors
el
l
Li eru
lla d
Ed
et
M
ar
k
H
är
PM10 (ton/år)
1000
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
1000
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
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 befolkningsdensiteten (figur 11).
12
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
13
•
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).
14
Figur 13. Emission av HC från Vägverkets linjekällor (ton/år).
Figur 14. Emission av PM10 från Vägverkets linjekällor (ton/år).
15
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 PM10halterna (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).
Mätningarna av VOC med diffusionsprovtagare utfördes i 37 kommuner i ett gaturum
veckovis under en vecka varannan månad (november, januari, mars, maj, juli och
september) under 2003/04.
16
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)
17
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.
Figur 21. Vindriktning, vindhastighet och temperatur vid stationen i Borås.
18
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.
19
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.
20
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.
21
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.
22
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 ALARMsystemet. Observera att vindriktningen vid marken skiljer sig något från den geostrofiska 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 180o 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 (270o 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.
23
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.
24
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 0oC.
Om vi istället betraktar PM10-koncentrationen i Färgelanda som funktion av vindriktning, 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.
25
Från figur 36 ser vi att halterna vid geostrofiska vindar från nordväst till nordost (315o
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.
Från figur 39 ser vi att halterna vid geostrofiska vindar från nordväst till nord (315o
till 360 o) ger de högsta PM10-halterna, ca 30 μg/m3, vilket är när luften passerat fältet
vid Ryaverkets anläggning i Borås, se figur 39. De lägsta halterna erhålls vid
26
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
27
från syd till sydväst (180o-225 o) och de lägsta, ca 11 μg/m3, vid nordlig till ostlig vind
(0o-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.
28
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 långdistanstransporterade 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.
29
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 datamaskinskrävande 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
Götalands län. Det har redan använts operationellt i ca 15 år för delar av området –
före detta Älvsborgs län -- såväl för beräkning av föroreningssituationen vid enskilt
tillfälle som för beräkning av medelvärden av koncentrationerna. Alla beräkningar
utförs med hjälp av meteorologiska databasen samt genom att använda lokala
30
meteorologiska mätningar. När man använder den meteorologiska databasen för
spridningsberäkningar måste man veta vilket av dessa flera tusen vind- och turbulensfält 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 temperaturprofil 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.
31
Figur 47. Årsmedelvärde av HC (µg/m3) beräknat för areakällor.
Figur 48. Årsmedelvärde av PM10 (ej vedeldning) (µg/m3) beräknat för areakällor.
32
Figur 49. Årsmedelvärde av PM10 (µg/m3) ( endast vedeldning) beräknat för
areakällor.
Figur 50. Årsmedelvärde av NOx (µg/m3) beräknat för linjekällor.
33
Figur 51. Årsmedelvärde av HC (µg/m3) beräknat för linjekällor.
Figur 52. Årsmedelvärde av NOx (µg/m3) beräknat för fartyg.
34
.
Figur 53. Årsmedelvärde av HC (µg/m3) beräknat för fartyg.
Figur 54. Årsmedelvärde av PM10 (µg/m3) beräknat för fartyg.
35
I figurerna nedan visas den totala årsmedelkoncentrationen från linjekällor, areakällor,
vedeldning och sjöfart.
Figur 55. Årsmedelvärde av NOx. Linjekällor+Areakällor+Fartyg.
Figur 56 . Årsmedelvärde av HC. Linjekällor+Areakällor+Fartyg.
36
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.
Simulerad(NOx)
Simulerad(NO2)
Mätt (NO2)
Borås, Stn A
(μg/m3)
35
25
27
Mariestad, Stn A
(μg/m3)
16
11
14
Färgelanda
(μg/m3)
12
8
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.
37
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
Borås
Mariestad
Färgelanda
Beräknade
28+bakgr
5.5+bakgr
2+bakgr
Mätta
26
17
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.
38
Referenser Alarm-systemet
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
1.
Enger L. (1986) A higher order closure model applied to dispersion in a convective PBL.
Atmospheric Environment 20, 879-894.
Enger L. (1990a) Simulation of dispersion in moderately complex terrain - Part A. The fluid
dynamic model. Atmospheric Environment 24A, 2431--2446.
Enger L. (1990b) Simulation of dispersion in moderately complex terrain - Part B. The higherorder closure dispersion model. Atmospheric Environment 24A, 2447--2455.
Enger L. (1990c) Simulation of dispersion in moderately complex terrain - Part C. A
dispersion model for operational use. Atmospheric Environment 24A, 2457--2471.
Melas D. and Enger L. (1993) A numerical study of flow in Athens area using the MIUU
model. Environment Software 8, 55-63.
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.
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.
Enger L. and Koracin D. (1995) Simulations of dispersion in complex terrain using a higherorder closure model. Atmospheric Environment 29, 2449-2465.
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.
2.
3.
4.
5.
2.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
COMMUTE: (1999). "Common Methodology for Multimodal Transport Environmental
Impact Assessment". EU DGVII,.
Cooper, D. A. (2003) ‘Exhaust emissions from ships at berth’, Atmospheric Environment 37,
pp 3917-3830.
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/
Engberg, A, (2002). "Svenska CORINE Marktäckedata", SCMD-0001, Produktspecifikation,
Lantmäteriet
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.
www.europa.eu.int/comm/environment/air/background.htm#transport
Flodström m .fl. (2004). "Uppdatering av utsläpp till luft från arbetsfordon och arbetsredskap
för Sveriges nationella raportering. Inom SMED.
Haeger, M., Enger, L. 2002. Vidareutveckling av ALARM-systemet. För Luft i Väst. IVLrapport L02/02
MariTerm (2002) ’Emissionssammanställning av sjöfartsemissioner i Nordsjön, Östersjön och
för trafik på Sverige år 2000’, utredning för Sjöfartsverket.
Mattsson, D. 2003 Förändringen av PM10 -halten i ett gaturum vid olika meteorologiska
parametrar - en studie av trafikemissioner och resuspension.
’MEET Methodology for calculating transport emissions and energy consumption’. EU
DGVII (1999).
Omstedt m.fl. (2003). Vedeldning i småhusområden. SMHI.
Stripple, H, Munkhammar, Fagerlund, Skagerström, Johanson och Ylivainio "Beräknings- och
presentationsmetoder för emissioner från småskalig förbränning i fastigheter- Pilotprojekt 2".
SMED, Svenska MiljöEmissionsData, SMHI.
ShipPax Statistics 04 The Yearbook for Passenger Shipping Traffic Figures, Plus 2 Ferry
Consultation, Halmstad, 2004.
39