Energi, hälsa, miljö

Ur KB:s samlingar

Digitaliserad år 2013

till

Underlagsrapport

energi- och

miljökommittén

utarbetad inom

statens naturvårdsverk

SMI?

Hälso- och

vid

miljöverkningar användning

av fossila bränslen

Statens ofTentliga utredningar Jordbruksdepartementet

Energi

§3

.

M11]

0 Hälso- och vid användning miljöverkningar

av fossila bränslen

Betänkande av och miljökommittén

energi-

Stockholm 1977

Omslag Håkan Lindström Jernströms Offseuryck AB

ISBN 91-38-03727-O ISSN 0375-250X GOTAB, Stockholm I977

FÖRORD

Chefen för jordbruksdepartementet tillkallade den 5 februari 1976 sju sakkunniga för att utarbeta en översiktlig och lättav hälso- och miljöeffekterna vid antillgänglig redovisning vändning av olika energikällor. De sakkunniga antog namnet Energi- och miljökommittên.

Arbetet har slutförts i september 1977 och presenteras i betänkandet Energi, Hälsa, Miljö (SOU 1977:67). Betänkandet beskriver i översiktlig form inverkan på hälsa och miljö vid användning av vattenkraft, fossila bränslen, kärnkraft och vissa ytterligare energislag. Som underlag för kommitténs sammanfattande redovisningar och bedömningar har på kommitténs uppdrag utarbetats ett antal underlagsrapporter som omfattar tekniska data och beräkningar samt ger sammanställningar av de medicinska och naturvetenskapliga resultat som kommittén har grundat sina bedömningar pá. Tre av underlagsrapporterna redovisas i SOU-serien som bilagor till kommitténs betänkande. De är:

l. Hälso- och miljöverkningar vid användning av fossila bränslen ( ). En expertgrupp inom naturvårdsverket har svarat för detta har varit chefen uppdrag. Uppdragsledare för verkets avdelning, professor Lars omgivningshygieniska tillika expert i kommittén. Underlaget beträffan- Friberg, de utsläpp av föroreningar och miljöpåverkan har utarbetats inom verkets tekniska avdelning under ledning av byrâchef Lars Lindau.

2. Hälso- och miljöverkningar vid användning av kärnkraft (SOU 1977:69). En expertgrupp inom strålskyddsinstitutet har svarat för detta uppdrag. Uppdragsledare har varit institutets Bo Lindell, tillika expert i komchef, professor mittên.

3. Arbetsmiljö vid energiproduktion (SOU 1977:70). För detta har svarat dåvarande överingenjören vid arbetaruppdrag Yngve Hagerman, tillika expert i kommittén. skyddsstyrelsen,

På grund av den begränsade tid som kommittén haft till förfohar arbetet med expertmaterialet fått genomföras under gande stark tidspress och med stora personliga uppoffringar. Jag vill å Energi- och miljökommitténs vägnar uttrycka vår uppskattning av och tack för det arbete som utförts.

Sven Moberg ordf.

INNEHÅLL

DEL l INTRODUKTION 1.1 Uppdragets omfattning 1.2 Vissa anvisningar rörande utgångspunkter och redovisningsformer m m ll Uppdragets genomförande ll

UTSLÃPP, SPRIDNING OCH FÖRORENINGSHALTER l3 Sammanfattning 19 Översikt avseende föroreningar vid ut-

Beräkning av framtida luftföroreningshalter i två typiska orter under olika

Behov av forsknings- och undersöknings-

Direkta effekter på växter och material p g a exposition av gaser som ozon, svavel- och kväveoxider 287 Effekter på terrestra ekosystem p g a metallnedfall 293 Effekter på akvatiska ekosystem p g a metallnedfall 327 Effekter på ekosystem p g a nedfall av polyaromatiska kolväten 359 Effekter på yt- och grundvatten p g a deponering av fast avfall 385 Effekter på landskapsbild 393 Effekter av utsläpp av varmvatten och radioaktivt material 405 Effekter p g a utsläpp till vatten från kraftverk 411 Påverkan på klimat 415 Behov av forsknings- och undersökningsverksamhet 423 Referenser 425

DEL 4 HÄLSOEFFEKTER 435

4.1 Introduktion 439 4.2 Teoretiska och biologiska begrepp samt bakgrundsdata 445 toxikologiska 4.3 Akuta effekter av luftföroreningsepisoder samt akuta och kroniska icke-cancerogena effekter i luftvägarna associerade med luft- 457 föroreningar 4 4 Sena effekter 473 4 5 effekter 507 Systemtoxiska 4.6 Besvärsreaktioner 521 4 7 Hälsoeffekter av luftföroreningar med särskild hänsyn till förbränningsprodukter av fossila bränslen 525 4.8 Referenser 545

Utförliga innehållsförteckningar, som även upptar förekommande appendix, återfinnes inledningsvis i varje del.

STATENS NATURVÅRDSVERK Omgivningshygieniska avdelningen Tekniska avdelningen

HÃLSO- OCH MILJÖVERKNINGAR VID UTNYTTJANDE AV FOSSILA BRÄNSLEN

DEL l

INTRODUKTION

Rapport till Energi- och miljökommittên

INNEHÅLLSFÖRTECKNING Sid

Introduktion

Uppdragets omfattning Allmänt o Sambandet i stort mellan brânsleutnyttjande och föroreningar Påverkan på miljön 10 Påverkan på människan 10

Vissa anvisningar rörande ut- ll gångspunkter och redovisningsformer m m

Uppdragets genomförande ll

1 I N T R O D U K T I O N

och miljökommittén har haft behov av sam- Energimanställningar av befintligt kunskapsunderlag beträffande hälso- och miljöeffekter av olika energi- Man därför i skrivelse 1976-06-21 åt slag. uppdrog naturvårdsverket att medverka i utredningsarbetet vad underlag rörande hälso- och miljöeffekgäller ter av fossila bränslen. Liknande uppdrag har lämnats till strålskyddsinstitutet vad avser effekter av kärnkraft och till arbetarskyddstyrelsen vad avser risker i arbetsmiljön vid produktion och användning av olika energislag. Uppdraget har så att naturvårdsverket ställt viss utredgivits till förfogande, d v s denna underningskapacitet binder inte naturvårdsverkets ställlagsrapport i ett eventuellt senare remissförfarningstagande ande.

Omfattningen av uppdraget till naturvårdsverket framgår av en PM från Energi- och miljökommittên l976-06-03. En av denna PM framav sammanfattning går nedan.

1.1 UPPDRAGETS OMFATTNING

l.l.L ALLMÄNT

Naturvårdsverket ställer expertis till förfogande för att ta fram och redovisa underlag åt kommittén avseende hälso- och miljöeffekter av fossila bränslen m m. skall mynna ut i en eller Uppdraget flera underlagsrapporter som belyser de problemområden som anges i det följande.

1.1.2 SAMBANDET I STORT MELLAN BRÄNSLEUT- NYTTJANDE OCH FÖRORENINGAR

Följande frågor skall översiktligt belysas;

- Vilka föroreningar orsakas av olika former av framställning och utnyttjande av skilda bränslen? - Vilka relativa bidrag till föroreningar ges av olika användningsområden och processled?

10 Introduktion

Utgångspunkten skall vara ett sannolikt mönster för energiproduktion och energikonsumtion i Sverige under senare delen av 1980-talet.

Redovisningen skall främst avse föroreningar alstrade i Sverige men med vissa utblickar över vad som tillförs utifrån. Beräkningarna och bedömningarna skall utgå från nu använd teknik.

1.1.3 PÅVERKAN PÅ MILJÖN

Påverkan på miljön t ex avseende

landskapsbild och nyttjande - växt- och (inkl djurliv aquatisk miljö) - klimat övrigt

Frågorna belyses utifrån det mönster för energiproduktion och energikonsumtion som angetts i avsnitt 1.1.2. I första hand analyseras lokala och regionala effekter inom Sverige. Effekterna inom Nordeuropa och globalt (rörande t ex klimat) belyses översiktligt. Effekter av kylvattenutsläpp från kondenskraftverk belyses i ett särskilt avsnitt som även behandlar motsvarande problem vid kärnkraftverk.

1.1.4 PÅVERKAN PÅ MÄNNISKAN

Samband mellan föroreningar och hälsorisker belyses genom bl a

- Vilka effekter kan påvisas av den totala föroreningsbilden enligt 1.1.2? - Vilka ämnen bedöms i första hand medföra hälsorisker, bl a utifrån arbetsmiljöundersökningar? I första hand behandlas svaveloxider, kvävedioxider, koloxid, kolväten, tungmetaller som vanadin, nickel, bly och deras föreningar samt stoft. - Vilka orsakssamband har man anledning misstänka mellan hälsoeffekter och olika föroreningskâllor enligt l.l.2 liksom även andra källor (rökning)? Dos-responssamband och möjligheterna att härur beräkna och bedöma hälsorisker belyses.

Hälsorisker för Sveriges befolkning i stort sett belyses utifrån det mönster för energiproduktion och energikonsumtion som angetts i avsnitt 1.1.2 ovan.

Introduktion l 1

1.2 VISSA ANVISNINGAR RÖRANDE UTGÅNGSPUNKTER OCH REDOVISNINGSFORMER M M

Akuta effekter och långtidsverkan av små doser effekter) belyses och (cancerfrekvens, genetiska redovisas var för sig.

I princip skall samtliga processled behandlas, d v s

- utvinning - transport, lagring - raffinering, kemisk omvandling (t ex gasframställning) - värme- och kraftproduktion - övrig slutanvändning såsom bilmotorer - avfallshantering

skall läggas vid de led som kan för- Tyngdpunkten väntas förekomma inom Sverige.

Flerledseffekter, t ex via anrikning av giftiga ämnen i etc bör belysas i största näringskedjor utsträckning, liksom synergistiska effekmöjliga ter (samverkanseffekter).

Mått ges så långt möjligt i kvantitapå påverkan tiva termer (t ex km påverkad landskapsyta, inkomst- och sysselsättningsbortfall för olika näringar,sjukdomsfrekvenser).

1.3 UPPDRAGETS GENOMFÖRANDE

av av är Som framgår sammanfattningen uppdraget det ett omfattande material som efterfrågats. På den korta tid som stått till förfogande och med de relativt resurser som kunnat anbegränsade vändas har uttömmande och i detalj gående redointe kunnat lämnas på alla de frågevisningar ställningar som efterfrågats. Kunskapsunderlaget är dessutom vissa områden bristfälligt och anpå vändbara sammanställningar av de senaste forskningsresultaten har inte alltid funnits tillgäng- Försök har emellertid gjorts att i de frågor liga. som bedömts som mest väsentliga göra en djupgående och detaljerad redovisning.

redovisas i fyra delar: Uppdraget

Del l Introduktion Del 2 Utsläpp, spridning och föroreningshalter Del 3 Miljöeffekter Del 4 Hälsoeffekter

12 Introduktion

Del 2: Utsläpp, spridning och föroreningshalter, har utarbetats på tekniska avdelningen. Huvudansvarig har varit byråchef Lars Lindau. Beträffande övriga medverkande hänvisas till del 2.

Del 3: Miljöeffekter, har utarbetats på tekniska avdelningen. Huvudansvarig har varit byråchef Lars Lindau. Beträffande övriga medverkande hänvisas till del 3.

Del 4: Hâlsoeffekter, har utarbetats på omgivningshygieniska avdelningen i nåra samarbete med hygieniska institutionen, Karolinska institutet. Huvudansvarig har varit professor Lars Friberg och docent Rune Cederlöf. Beträffande övriga medarbetare se del 4. För att belysa vissa frågor rörande framför allt sena effekter anordnades ett internationellt symposium i Karolinska institutets regi (se del 4).

SOlJl97%68 13 STATENS NATURVÅRDSVERK Tekniska avdelningen

HÃLSO- OCH MILJUVERKNINGAR VID UTNYTTJANDE AV FOSSILA BRÄNSLEN

DEL 2 UTSLÄPP, SPRIDNING OCH FÖRORENINGSHALTER

Rapport till Energi- och miljökommittên

SOLJl97%68 15

FÖRORD

Avsnittet om utsläpp, spridning och föroreningshalter vid utnyttjande av fossila bränslen har utarbetats vid naturvårdsverkets tekniska avdelning. Utredningsarbetet är ett grupparbete med medverkan av Carl-Elis Boström, Folke Larsson, Thomas Levander, Lars Lindau och Olle Åslander. Förutom avdelningens tjänstemän har personal från utomstående institutioner medverkat i olika delar. Christina Gyllander, AB Atomenergiz Beräkning av regionala doser, Ulf Högström, Uppsala Universitet: Beräkning av nedfall av kvicksilver, Arne Jernelöv, Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning: Beräkning av kvicksilverupptagning i fisk, Malmö hälsovårdsnämnd: Sammanställning av luftkvalitetsdata, Christer Persson, SMHI: Beräkning av partikelnedfall kring en punktkälla.

INNEHÅLLSFÖRTECKNING

Sida

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 19

Sammanfattning 19

Översikt avseende föroreningar vid utnyttjande av vissa energiråvaror 23 Introduktion 23 . Stoft

coca

23 Metaller 24 . Svaveloxider

O\UI1-‘U-)f\)v-‘

24 Kväveoxider 25 Koldioxid 26

nu Kolväten 26

. c Utvinning 26 . Transport 30

KI\Jf\JY\)N?l\7k>k?l\Jl\3l\)k>l\>h)l\>f\>l\>l\>l\1f\>l\>l\Jl\>l\>I\3f\7 P—‘D—‘|-l4I4O-4!—‘r|—‘|4I—‘P-‘l*‘f"l-‘P-‘l—‘|—‘P—‘!—‘|4I-‘l—‘l-‘O¥9-‘ U|UIK.f|UIJ-\-l-‘J-‘J-\£aJbJLA)L»)u)l\)l\2I\)l\‘Il\l\7!—‘r—‘I-‘I-404!-‘r—‘

U11-\U)I\7r-‘

o 33

anna

Raffinering n Distribution 35 Lagring 36 Kol 37

on. 0 Utvinning 37

0 Transport 39

J-‘UJIQI-I

Lagring 41 o .. 0 Buller 46 Naturgas 47 o a Egenskaper 47

.coon

u

UJ|\7|-‘

c

bJI\r—‘

I\J!Ql\)

o 55

oc:

Elkraftproduktion

NNE) . I9!-‘ Förbrukning av bränslen 56

N h.) Emissionssituationen, nuläget och 1985 61 o Fossileldade kraftverk 61

no Uppvärmning 78

mwwwwwwmu

0 Transportmedel 79

k.n4-\b.JLJbJ(.»J£.ol\7r-I

. n Bilparkens 79

l\l\>I\>l\.)fQN‘Jl\)lQk)

utveckling o Trafikarbetsutveckling 81

J-‘UJIQD-I

o Emissionsfaktorer 81

oo . Emissioner 81

g...

Svaveldioxidutsläpp i Sverige 82

»u Metallutsläpp till luft i

Sverige från förbränning av fossila bränslen 82 Ix) LA) O Teknisk utveckling till 1990 88

SOU 1977168 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter 17

2.4 Halter av luftföroreningar 91 2.4.1 Hittillsvarande utveckling och nuläge i Sverige 91 2.4.1.1 Mätningar av svaveldioxid och sot 91 2.4.1.2 Mätningar av kväveoxider, koloxid, svävande stoft och ozon 91 2.4.1.3 Uppskattning av luftföroreningshalter utifrån emissionsdata 93 2.4.2 Data från vissa utländska orter 105

2.5 Beräkning av framtida luftföroreningshalter i två typiska orter under olika förutsättningar 113 2.5.1 Introduktion 113 2.5.2 Metodik att uppskatta framtida halter 114 2.5.2.1 Halter i modellstäderna 114 2.5 2 2 Beräkning av bidraget av föroreningar från motorfordon 115 2.5.3 Beräkningsförutsättningar 117 2.5.3.1 Bearbetning av luftkvalitêundersökningar 117 2.5.3.2 Luftföroreningshalter på av bilavgaser 117 grund 2.5.3.3 Emissioner i modellstäderna 118 2.5.4 Svaveldioxid 122 2.5.5 Kväveoxider 124 2.5.5.1 Halter ovan tak 124 2.5.5.2 Ha1ter*i gatuplanet 127 2.5.5.3 Bidraget till kväveoxidhalter från olika källor 130 Svävande stoft - inklu- 2.5.6 sive metaller 131 Stoft - totalt 131 2.5.6.1 2.5.6.2 Metallaerosoler 133 2.5.7 Koloxid 134 2.5.8 136 Polyaromater 2.5.9 kolväten 137 Övriga

2.6 Beräkning av föroreningsbidrag till luft från fossileldade kraftverk 139

2.7 Luftföroreningshalter vid olika utredningsalternativ 151 2 7.1 Beräkningar 151 2.7.2 Diskussion 152

18 Utsläpp, spridning och fdroreningshalter

Nedfall av föroreningar 165 Bakgrundsnedfall av metaller 165

Partikel- och metallnedfall kring kraftverk - med utgångspunkt från en spridningsmodell 169 Inledning 169

I\)f\Jl\ §55

h? Förutsättningar 169 .;\). Diskussion av partikeldeposition 170 Beräkningsresultat 173

Kliv se .. Partikel- och metallnedfall

kring ett kraftverk - med utgångspunkt från depositions-

l’\Jl\JI\J aa;

Beräkningsförutsättningar- 183 ... Kortfattad redogörelse för beräkningsmetodiken 186 L») Resultatdiskussion 187

l\Jl\) se .år Synpunkter på använd beräk-

ningsmetodik 189

. Dosberäkningar 201

l\|\Jl\>

. o I- Doser via 201

\O\O\D

andningsorganen I a Dosbidrag från uppvärmningsanläggningar och motorfordon i modellstäderna 201 h) o KO . 7- IQ Dosbidrag från fossileldat

fT°§§ “P99 PSN?

H Metallupptagning i jord 202 Doser via upptagning av metaller i växter och djur 207 Kvicksilver 209

nu Bly 214

u Uppskattning av regional dos 214

Nr0nNrv^N° 000009? bbübbvw

c Underlag för beräkningarna 214 n Individdosberäkningar 216 n Kollektivdosberäkningar 216 0 ;;;; Diskussion av beräkningarna 219

Behov av forsknings- och undersökningsverksamhet 221

Referenser 225

Appendix: Konsekvensbedömning av oljeutsläpp vid katastrof på oljeplattformar och vid oljetransporter i tankfartyg

2 U T S L Ä P P, S P R I D N I N G O C H F Ö R O R E N I N G S H A L T E R

2.0 SAMMANFATTNING

All energiomvandling medför miljöpåverkan. Vid utav fossila bränslen uppträder en rad nyttjande föroreningar. Denna utredning tar i första hand sikte på petroleum och kol som energiråvara. En kortfattad beskrivning ges även beträffande bränslena torv, naturgas, energiskog och skifferolja.

Som tidpunkter för beräkning av utsläppen har valts nuläget och 1985. Huvuddelen av uppgifterna om framtida behov av olika former av energi har hämtats från energiprognosutredningen samt energipropositionen 1975:30. Två alternativ har valts för förhållandena 1985, ett med kärnkraft enligt tidigare utbyggnadsplaner och ett helt utan kärnkraft. För alternativet utan kärnkraft har antagits 6 nya kol- eller oljeeldade kondenskraftverk på l 000 och 2 000 Mwel.

Beräkningar av utsläpp har gjorts för fossileldade kraftverk, anläggningar för uppvärmning och motorfordon. Utsläppen från kraftverken är mycket stora. Alternativet med ersättning av kärnkraft med fossilkraft 1985 innebär t ex för kväveoxider en fördubbling av dagens totala utsläpp och för kvicksilver en tredubbling om man använder kol med höga metallhalter. Ett koleldat kraftverk på 2 000 Mwel kan beräknas släppa ut ca l0 000-25 O00 ton svaveldioxid, 100 000 ton kväveoxider, 10 ton arsenik, 3 ton kadmium, 150 ton krom, 5 ton kvicksilver och 50 ton vanadin per år. Då har räknats med rökgasavsvavling och höga metallhalter i kol. Dessa siffror baseras på dagens teknik. Det bör framhållas att en mycket stor osäkerhet finns i uppgifterna om utsläppen av metaller och polyaromater. Metallhalterna varierar oerhört mycket mellan olika kolsorter och även inom samma brytningsområde.

20 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter

Det är inte praktiskt möjligt att beräkna de luftföroreningshalter som 1985 kan uppträda i olika svenska tätorter för skilda alternativ av energiproduktion/användning. Beräkningarna har därför utförts för två modellstäder med 25 000 resp 200 000 inv och med fjärrvärmesystem. Som väntat blir bidragen från biltrafiken nära l00 Z på gatunivå för kväveoxider, koloxid, polyaromatiska kolväten och partiklar. Trafiken bidrar även i väsentutsträckning till föroreningshalterna i övrigt lig i städerna särskilt i fråga om kväveoxider och stoft. Svaveldioxidnivåerna påverkas däremot till stor del av Säkra värden uppvärmningsanläggningar. för koncentrationen har inte kunnat beräknas för alla förekommande ämnen. Det måste emellertid framhållas att i en stad, särskilt på gatunivå, förekommer det en mångfald substanser med effekt på människan.

Som det mest realistiska alternativet har antagits en av ett fossileldat kraftverk till lokalisering den mindre staden. Av intresse är då de höga korttidsvärden av svaveldioxid och kväveoxider kraftverkets utsläpp ger upphov till. Detta särskilt som höga halter av kväveoxider redan förekommer på p g a biltrafiken. Vidare framgår att bigatunivå dragen till benzo(a)pyrenha1ten från kraftverket är litet men att andelen i stället är stor på metallsidan. Givetvis finns möjligheten till mer gynnsamma lokaliseringsalternativ än det valda med större avstånd till tätorter varvid halterna där blir lägre men man kan ju också tänka sig sämre alternativ t ex stora koleldade kraftverk tätt inpå större tätorter.

Även vissa dosberäkningar har utförts. Dosen av föroreningar till människan via andningsorganen har beräknats för modellstäderna och för bidraget från kraftverken. Även den regionala dosen har uppskattats d v s det dosbidrag ett enskilt stort kraftverk i Sverige kan ge på befolkningen i Västeuropa av en utsläppt cancerogen substans som benzo(a)pyren. Ko lektivdosen för Västeuropa blir 2 till 5 man vilket är betydligt större än pg/m den dos 25 000 inv-staden i av anlägg-

närheåen

ningen får mottaga, 0,03 man pg/m år.

saknas data för andra ämnen än kvicksilver Tyvärr för beräkning av de metallmängder som kan nå människan via näringskedjor. Upptagningen av metylkvicksilver i fisk i sjöar utsatta för nedfall från ett koleldat kraftverk har dock kunnat beräknas, även om osäkerheterna särskilt i depositionsberäkningarna är stora. Efter 10-15 år kan fisk i sjöar mycket inom ett område av 10 km från ett koleldat kraftverk (2 000 Mwel) få tillskott av 0,4 mg metylkvicksilver per kg och detta område kan vidgas

SOU 1977268 Utsläpp, spridning och _föroreningshalter 21

efter längre tid. Siffran O,A mg/kg ytterligare kan jämföras med svartlistningsgränsen 1,0 mg/kg

och gränsen för restriktiv konsumtion 0,5 mg/kg.

i landet idag ligger redan nu mellan Många sjöar och vilket innebär att ett koleldat 0,5 1,0 mg/kg kraftverk efter någon tid kan förorsaka att många

måste svartlistas. Uppskattningar har även sjöar av av svavelföreningar och gjorts depositionen metaller a utsläpp från fossileldade kraftverk. p g Se vidare miljöeffekter.

Det bör framhållas att bedömningarna i fråga om

baseras dagens teknik. Det bör även utsläppen på att utsläppen i framtiden kan minska understrykas att teknik kommer till användning. Det genom ny som ser lovande ut är förändring av förbränidag användning av t ex fluidiserad ningstekniken genom bädd och installation av spärrfilter vid stora

kraftverk. Detta skulle kunna leda till en minsk-

av utsläppen av kväveoxider och partikelbundning na metaller med åtminstone 50 Z jämfört med dagens

teknik. teknik som kommer att medföra en Någon minskning av betydelse för svaveldioxidutsläppen

med den rökgasavsvavling som tillämpas jämfört bedöms inte kunna komma fram före 1990 och idag praktisk möjlighet att minska kvicksilvernågon annat sätt än kvicksilverfattiga kol utsläppen på bedöms inte heller bli tillgänglig. De s k åter-

för rökgasavsvavling kan dock vinningsprocesserna väntas komma fram varvid mindre mängder slam kom-

mer att produceras. Effekter i fråga om försurning och i fisk kvarstår alltså i kvicksilverupptag huvudsak oförändrade även för framtiden. I ett

är kolförgasning en möjliglängre tidsperspektiv het till mer drastiska nedskärningar av utsläppen.

I om från motorfordon finns redan fråga utsläppen teknik som väsentligt kan minska utsläppen, idag efterförbränning. Den ställer dock katalytisk särskilda krav bränsle och är dyrbapå blyfritt rare än de som tillämpas i Sverige för system närvarande. Förbättrad rening kan endast införas

bilar varför det tar lång tid innan nya på nya regler slår igenom i sänkta föroreningsmängder.

3.:. .

Utsläpp, spridning och föroreningshalrer 23

2.1 ÖVERSIKT AVSEENDE FÖRORENINGAR VID UTNYTTJANDE AV VISSA ENERGIRÅVAROR

2.1.1 INTRODUKTION

All energiomvandling medför miljöpåverkan. Vid utnyttjande av fossila bränslen i samband med energiuppträder en rad föroreningar. Denna produktion utredning tar i första hand sikte på petroleum och kol som energiråvara. En kortfattad beskrivning ges även beträffande bränslena torv, naturgas och energiskogar.

Vid exploatering av energiråvaror och transport av bränslen kan såsom exempel föroreningsrisker uppkomma:

~ vid kolbrytning - vid från havsbotten oljeutvinning - vid och sjö- landtransporter - vid i samband med vattenkemiska och torvbrytning hydrologiska störningar - vid ur skiffer oljeutvinning

Ur ekologisk synpunkt ger luftföroreningarna de allvarligaste konsekvenserna vid förbränning av fossila bränslen. De mest uppmärksammade föroreningarna är: stoft, metaller, svaveloxider, kväveoxider, koldioxid samt kolväten. Utsläppsmängden från en produktionsanläggning varierar med bl a driftsätt, anläggningens storlek och tekniska utrustning samt bränslets kemiska analys.

2.1.1.1 Stoft

Vid förbränning av fossila bränslen kommer rökgaserna att innehålla större eller mindre mängd fasta partiklar. Dessa utgörs av dels sotpartiklar, bestående av rent kol som bildas vid ofullständig förbränning och dels askpartiklar, som till största delen består av metalloxider och silikater. Naturvårdsverket föreskriver ett maximalt stoftutsläpp från större oljeeldade anläggningar motsvarande l g/kg förbränd olja (SNV 1973:8).

24 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter ”

Svävande stoft (aerosoler) har en partikelstorlek mindre än 0,01 mm och kan transporteras långa sträckor. Mätningar i Danmark och Sverige visar en klar påverkan från den europeiska kontinenten.

2.1.1.2 Metaller

Kol och olja innehåller varierande koncentration av olika metaller. Kolets innehåll av metaller kan hänföras till dess biologiska ursprung. Genom växters rötter och bladverk har ett stort antal ämnen assimilerats. Beroende på lakning resp. anrikning har under växtsubstansens nedbrytning och kolets mineralisering erhållits varierande metallkoncentrationer. De vanligast förekommande metallerna i kol av intresse ur miljövårdssynpunkt är bl a arsenik, kadmium, krom, koppar, kvicksilver, nickel, bly, zink och vanadin.

Vanadin och nickel är de metaller som förekommer i de högsta koncentrationerna i olja. Övriga metaller såsom bly, zink, kobolt och koppar förekommer i betydligt mindre koncentrationer. Trots användning av reningsutrustning för rökgaser emitteras avsevärda mängder av metaller till luften, såväl partikulära som gasformiga. Härtill kommer problemet med de metaller som blir kvar i aska och slagg, och som vid deponering kan lösas ut och förorena mark och vatten.

Elfilter och slangfilter avskiljer endast partikulära föreningar. Lättflyktiga metaller, såsom arsenik, kadmium och kvicksilver, uppträder delvis i gasform och avskiljs med betydligt lägre avskiljningsgrad än totalavskiljningsgraden för de partikulära föroreningarna.

2.1.1.3 Svaveloxider

(SOXL

Vid förbränning av svavelhaltiga fossila bränslen emitteras stora mängder svavel till atmosfären huvudsakligen som svaveldioxid. Svavelföreningarna kan spridas över långa avstånd.

Svaveldioxidutsläppen i Västeuropa uppgick 1973 till ca 22 miljoner ton och i Östeuropa till ca 38 miljoner ton. I Sverige var totala utsläppet år 1975 810 000 ton varav 600 000 ton kan hänföras till oljeeldade anläggningar. Kraftproduktionsanläggningar svarar för ca 110 000 ton. (Jordbruksdepartementet, DsJo l976:2).

Ursläpp. Spridning och föroreningshalter 25

Svavelhalten i kol varierar beroende på kolets Vid förbränning oxideras svavel till ursprung. svaveldioxid och svaveltrioxid. Svavel binds även till viss del i komplexa bindningar i aska och mindre - ca slagg. Genom kolets energiinnehåll - kommer mera svaveldioxid att 75 Z av oljans emitteras vid energiproduktionen genom kolförbränning än vid produktion av samma energimängd genom oljeförbränning förutsatt att produkterna har samma svavelhalt. En viss mängd svavel binds dock i kolaskan, vilket delvis kompenserar nämnda skillnad.

2.1.1.4 Kväveoxider (NOX)

Kväveoxider bildas vid förbränning av fossila bränslen dels att förbränningsluftens kväve genom och syre förenar sig med varandra och dels genom att i bränslet ingående kväve oxideras. Kol innehåller normalt 1-2 Z kväve, som till stor del övergår till kväveoxider vid förbränningen. Kväveoxid är en färg- och luktlös gas, som under förbränningsdelvis övergår till den brunfärgade och förloppet stickande kvävedioxiden. Även andra oxider förekommer i mindre mängd. Som en sammanfattande beför kväveoxider eller nitrösa gaser anteckning vänds ofta NOX.

En rad olika faktorer påverkar bildningen av kväveoxider och de viktigaste synes vara:

flamtemperatur - luftöverskott - i uppehållstid förbränningsfasen - av typ eldningsanordning - kolkvalitet såsom kvävehalt m m

Kväveoxidemissionen varierar väsentligt för olika av förbränningsanläggningar. Kol ger i alltyper mänhet kväveoxidemission än olja vid förbränhögre bl a beroende ett högre kväveinnehåll i ning på kol, högre flamtemperaturer samt längre uppehållstid i den heta zonen. Emissionerna ökar ofta med storlek. Per ton bränsle ger en anläggningarnas 500 Mwel-anläggning dubbelt så mycket kväveoxider som en 50 Mwel-anläggning. Utsläppen av kväveoxider från ett koleldat kondenskraftverk uppgår till ca 20 kol. I ett oljeeldat kraftverk är utsläpkg/ton pet ca 15 kg/ton olja.

Världens totala antropogena utsläpp av nitrösa gaser har beräknats till ca 80 miljoner ton/år. I Sverige har mätningar av luftens kväveoxidhalter i begränsad omfattning. Utsläppen från företagits förbränning av olja i Sverige beräknades 1970 till 100 000 ton/år räknat som kvävedioxid

(N02).

26 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

2.1.1.5 Koldioxid

(C02)

Koldioxid utgör det i särklass största utsläppet av ett enskilt ämne från våra energisystem. Den koldioxid som årligen emitteras genom förbränning av fossila bränslen i Sverige beräknade till 16 miljoner ton. Den totala mängden koldioxid i atmosfären har beräknats till ca l 000 miljoner ton varav 15 Z beräknas ha antropogen härkomst. Av den årliga produktionen av koldioxid strömmar hälften ut i atmosfären medan den andra hälften absorberas av oceanerna samt växtvärlden. Det svenska årliga bidraget uppskattas till ca 80 miljoner ton. Koldioxidutsläppet från en fossileldad anläggning uppgår till ca 3 ton/ton bränsle.

2.1.1.6 Kolväten (HC)

Kolväten är den gemensamma benämningen på en stor grupp ämnen som består av kol och väte i olika bindningar. Mer än hälften av samhällets utsläpp av kolväten kommer från bilarna. Både emissionsmätningar och luftkvalitêmätningar har utförts, främst i Västtyskland, England och USA men även vissa mätningar i Sverige finns tillgängliga. I Sverige pågår forskning av bl a benzo(a)pyren. Dessa ämnen har cancerogen effekt.

Det specifika utsläppet av benzo(a)pyren ligger för en fossileldad anläggning inom området 0,2- 10 mg/ton bränsle (EPA, l975):Andra undersökningar på senare tid uppvisar betydligt större utsläpp. Diskussion pågår om lämplig analysmetodik.

2.1.2 PETROLEUM

Oljecykeln omfattar i huvudsak utvinning, transport av råolja, raffinering, distribution, lagring och energiomvandling. Processlinjer framgår av figur 2.1:1.

2.1.2.1 Utvinning

Petroleum förekommer ofta tillsammans med gas och saltvatten. Till sin huvuddel består petroleum av kol och väte, förenade till olika typer av kolväten i en mycket komplicerad blandning. Oljan har uppkommit genom omvandling av växt- och djurlämningar, som i stora mängder samlades på botten av grunda havsområden för flera hundra miljoner år sedan. Under inverkan av höga tryck och relativt höga temperaturer omvandlades detta organiska material under tidernas lopp till den produkt vi nu känner som petroleum. I en del fall har oljan spärrats in

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 27

i bergformationer som den inte kunnat tränga genom. sådana formationer är antiklinaler och för- Vanliga och där förekommer olja ofta i kastningssprickor, tillräcklig mängd för exploatering.

Utvinning av olja föregås av en omfattande prospek- Nästan all borrning efter olja teringsverksamhet. sker med roterande borr. Borrningen utförs från ett ca 40 m högt borrtorn uppbyggt på en botten- Från tornet kan borrstången förlängas med platta. Borrningar har utförts till närmanya rörlängder. re 8 000 m djup.

kan också utföras i sjöar och i havet Oljeborrning kontinentalhyllorna tiotals mil utanför kusten. på Borrningen sker från förankrade eller rörliga plattformar, försedda med borrtorn, personalbostäder etc.

Det är under havens botten de stora oljereserverna finns. I dag tas ca 20 Z av världens olja från fyndigheter under havsbotten. Starkt ökande oljeaktiviteter under allt svårare betingelser ökar oljespillet till havs. Samtidigt ökar också riskerna för de verkligt stora oljekatastroferna. Det finns f n 500 oljeplattformar och borrfartyg i arbete på alla jordens hav. De största oljeförouppstår utefter kusterna som också är reningarna mest känsliga för alla slag av föroreningar.

Miljöriskerna vid oljeutvinning till havs är av två slag, dels det ständiga spillet av små kvantiteter under lång tid och dels risken för att mycket stora mängder olja kommer ut i havet i samband med katastrofer.

Runt en plattform uppstår ett ständigt oljespill. Till det bidrar inte minst den livliga trafiken av servicefartyg. I Kaspiska havet har svåra skador uppstått till följd av långvarig oljeutvinning. På botten ligger lager av asfaltliknande bildningar. Förstörda bottnar anses vara anledningen till det försämrade fisket. Den andra stora faran vid oljetill havs är att en s k blowout inutvinning träffar. Blowout är en explosionsartad utblåsning beroende på högt tryck i de oljeförande lagren. Tack vare ökat geologiskt kunnande och omfattande säkerhetsutrustning har antalet inträffande blowouts varit litet. Nordsjön har hittills för- Barbara skonats. Allvarligaste olyckan är Santa i USA 1969 då uppskattningsvis

katastrofån

300 000 m olja kom ut i havet. Denna blowout tros ha övertryck, sprickor i bottenuppkommit genom bildningen och slarv med säkerhetsanordningarna. Det tog flera månader att hejda det okontrollerade oljeutflödet.

28 Utsläpp, spridning och föroreningshalrer

umw:

wamuwawaoouumm

uno:

umumz

.A

kumomuuuwaw uuoawcmuu

mm:

mumam mmwooua

UGO

\

éco«mum:ou O

mwmuoum mwmnoum

xcmu

K u

nwmmummwooum

AE

wcmammwm

umxcmu umxcmu mwumn xcmu xuauu Impumww cowuan

c Z

caoxzuowao

wcwmmwooum

mumcwwmu mmwuoum Hmcomuwc mmwumw muwømwmu

mama:

q

pmm

cowumuuom

summan uwxcmu

Imcmuu

uwmamammoooum

0 a

mposmco muuomem

GOMUUWHUXW

muonmwwo$

wanna

% Å Å

30 HuH.~

wounomwu uswwm

wvsuu

Utsläpp. spridning och föroreningshalter 29

För att undvika blowout förses borrhålen med säkerhetsventiler under havsbotten. Ventilen stängs automatiskt vid övertryck eller om produktionssystemet på plattformen skulle komma ur funktion. Praktiska erfarenheter saknas beträffande konsekvenserna av oljeutsläpp vid katastrof på oljeplattformar. Däremot har vissa uppskattningar gjorts som redovisats i internationella sammanhang. (Lindencrona, 1977). Föroreningen från havsutvinning av olja uppgår till ca 5 Z av det totala oljespillet till havs.

Från svensk sida har uppskattats att en blowout från en oljekälla i Nordsjön skulle kunna ge ett utsläpp av 10 000 ton olja per dag under 100 dagar. Alltså en total kvantitet av omkring l 000 000 ton. Av denna kvantitet kan ca 50 Z beräknas avdunsta och själv-dispergera i vattnet inom en vecka. Genom insats av olika bekämpningsmetoder (mekanisk upptagning och användning av dispergeringsmedel) beräknas att 400 000 ton kan bekämpas till sjöss. Om resterande olja (100 000 ton)driver mot Sverige kan man beräkna att ett 100 km brett bälte, mestadels bestående av oljeklumpar når Bohusläns kust en månad efter utsläppet. Detta skulle innebära att 1 000 ton olja varje dag under 100 dagar når svenska kusten i Bohuslän.

De ekonomiska konsekvenserna för det svenska fisket har i ett sådant fall grovt uppskattats till 22 miljoner kronor. Kostnaderna för rengöring på stränderna kan uppskattas till omkring 3 000 kronor per ton olja. Skadan för turistnäringen har också grovt uppskattats och beräknas förorsaka en minskning av ca 20 Z av de normala intäkterna vid en högsäsongsperiod. I denna del av Sverige beräknas inkomsterna från turism till 140 miljoner kronor varför bortfallet skulle bli ca 28 miljoner.

Sammanfattningsvis skulle kostnaderna för svenskt vidkommande beräknas bli:

Skador på fisket 22 miljoner kronor Rengöring av stränderna 300 Förluster för turistnäringen 28 Summa 350

Härvid har ej medräknats de ekonomiska konsekvenserna för djur- och växtliv genom bl a skador på fiskens lek- och uppväxtområden samt försämrad Vattenkvalitet.

30 Utsläpp, spridning och fdroreningshalter

Världens kända oljereserver (1975) framgår av tabell 2.l:2. Härav framgår att råoljereserverna är geografiskt sett synnerligen ojämt fördelade. Mellersta Östern svarar för mer än hälften. Världens oljeproduktion och kända reserver vissa år framgår av tabell 2.113 (Pehrzon, 1976).

Tabell 2.l:2 Världens kända (published proved) oljereserver 1975

Land/Område Miljoner ton Procent

Råoljan pumpas under högt tryck genom rörledningar, pipelines, från oljefältet till raffinaderiet eller utlastningshamnen. Olika raffinerade oljeprodukter kan pumpas samtidigt genom en pipeline. Gränsskiktet mellan två produkter innehåller radioaktiva spårämnen och kan lokaliseras med strålmätare. Rörledningar byggs med upp till l 000 mm diameter och är ofta hundratals mil långa.

Råolja och raffinerade produkter fraktas huvudsakligen med tankfartyg från olika produktionsområden. Tankfartygen är ofta så stora och djupgående att det krävs speciella oljekajer utanför den egentliga hamnen.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 31

Konsekvenserna och skadeverkningarna av en tankfartygskatastrof kan uppskattas enligt följande beräkningar (Hellgren, 1976). Det förutsättes att fartyget totalhavererar och att hela oljelasten kommer lös.

130000 ton olja läcker ut (nuvarande största last på fartyg som går i Östersjön). 50 Z avdunstar och självdispergeras. Av kvarvarande kan 52 000 ton (40 Z av totalkvantiteten) bekämpas till sjöss genom insats av mekaniska och kemiska metoder. 13 000 ton når strandpartier vilka till rengöres en kostnad av 3 000 kronor per ton (ca 40 milolja joner kronor). För bekämpning till sjöss är kostnaden för kemisk bekämpning känd (1 liter dispergeringsmedel för 30 kg olja och kostnaden för dispergeringsmedlet cirka 7,50 kr/1) och utgör cirka 2 600 kronor per ton för vartill kemikaliedelen, ytterligare SO Z kan beräknas för insats av personal och utrustning. Alltså cirka 4 000 kronor per ton olja. För mekanisk kan kostnaden upptagning per ton upptagen olja sättas lika med kostnaden för dispergerad olja.

Skador på fisket och turistnäringen är här lika svåra att uppskatta som i det tidigare fallet varför siffrorna för de tidigare använts och bara omräknats i relation till utsläppens storlek.

Sammanfattningsvis skulle de ekonomiska konsekvenserna av ett totalhaveri med en av de största tankfartygen som trafikerar Östersjön bli:

130 000 . . X 22 ‘ 3 m‘1J°“e” k‘ Skador på fisket 1 000 000

Sanering på stränder = 40

Förluster för 130 000 x 28 = 40 turistnäringen l 000 000

Bekämpning 52 000 x 4 000 = 208 till sjöss

Summa 291 kr miljoner

Den i detta fall proportionellt totalkosthögre naden motiveras av att ett tankhaveri i Östersjön i närheten av Sverige kan innebära att saneringen till sjöss vid haveriplatsen kan bli en insats som Sverige måste klara på egen hand.

32 Utsläpp, spridning och föroreningshalrer

I denna överslagsberäkning har ej heller medtagits kostnader för skador på längre sikt, eftersom möjligheter saknas att bestämma skador på vattenkvalitê (utgående från förmodade utsläpp). Generellt kan dock förmodas att ett oljeutsläpp av denna storlek skulle ge förödande verkan i Östersjön i jämförelse med ett liknande på öppet hav på grund av Östersjöns låga vattenomsättning.

Skador på exempelvis sjöfågel, som alltid blir aktuella vid oljeutsläpp till sjöss, går i dessa fall ej att uppskatta, varken till omfång eller än mindre till ekonomiska storheter. Vad här kan påpekas är att redan begränsade utsläpp kan förorsaka död för l 000-tals fåglar varför det är troligt att katastrofartade utsläpp skulle förorsaka total fågeldöd i de områden som oljan når, vid stora utsläpp. Vissa fågelarters vidare existens skulle säkerligen komma ifråga.

En blow-out på Nordsjön omfattande 1 000 000 ton olja skulle för svenskt vidkommande troligen ge totalt mindre skador än om ett tankfartyg med cirka l00 000 ton olja totalhavererade i Östersjön och i båda fallen oljan strömmade mot Sverige. Detta gäller både de långsiktiga skadorna och de på kort sikt.

Å andra sidan är det orealistiskt att räkna med att ett stort tankfartyg i Östersjön skulle totalhaverera och 100 000 ton olja komma Hös. Däremot kan andra olyckshänaelser som grundstötning, kollision, brand och konstruktionsfel ge upphov till utsläpp som storleksmässigt blir mindre vid varje tillfälle men sammantaget kan ge totalt större utsläpp än vid ett ensartat totalhavererat fartyg. Denna typ av begränsade olyckor kan beräknas innebära att 2-3 av fartygets tankar springer läck och hälften av oljan i dessa rinner ut innan inströmmande vatten stigit till läckans övre kant.

Om ett fartyg som lastar cirka 100 000 ton springer läck i 3 tankar skulle 15 000-25 000 ton olja beräknas läcka ut.

Av det totala oljespillet till havs är tankertrafiken orsak till ungefär hälften. Den andra hälften är landbaserade källor, det som floderna för med sig 0 s v. Den för närvarande vanligaste orsaken till oljeföroreningar från fartyg är tömning av barlast. Tankfartyg av nu använd typ använder samma förvaringsrum för olja och barlast och därför är barlastvattnet som regel oljeförorenat. En ny typ av fartyg med dubbla skrov har börjat komma till användning. Utrymmet mellan skroven

Utsläpp, spridning och jöroreningshalter 33

användes enbart för barlastvatten. Med sådana fartyg elimineras risken för oljeförorening vid tömning av barlasttankarna. Vidare minskas väsentligt risken för oljeutsläpp vid grundstötningar.

Oljeutsläppen i samband med lossning och lastning av fartyg kan uppkomma av flera orsaker, t ex felslangbrott, slarv vid losskoppling, felkoppling, aktiga packningar m m. Kajen bör vara så utformad att utspilld olja på kajdäck inte kan rinna ut i vattnet. Kajdäcket bör därför vara omgivet av täta trösklar och försett med fall mot en tät uppsamlingsbehållare vilken dräneras via oljeavskiljare i land. För att begränsa ytspridning av löskommen olja i samband med lossning och lastning kan fartyg vid isfria vatten inringas med länsor innan lastning eller lossning påbörjas. Vattendomstolen har vid av vissa hamnar föreskrivit att prövningen lossning och lastning inte får påbörjas innan farhar kringgärdats av effektiv länsa. Detta tyget förutsätter givetvis lämpliga vind- och strömförhållanden samt att vattnen är isfria.

2.1.2.3 Raffinering

Den primära raffinaderiprocessen är destillering, varvid råoljans kolväten delas upp i fraktioner, allt efter kokpunkten.

De viktigaste huvudfraktionerna från destiileringen utgöres av gasformiga kolväten (gasol), bensinfraktioner, fotogener samt dieselbrännoljor och tunna eldningsoljor. Oavsett råvara och raffinaderityp resulterar processen undantagslöst i en mer eller mindre tjockflytande återstodsolja.

Vid ett typiskt svenskt eller europeiskt raffinaderi får man med lämplig råoljeblandning under idealförhållanden ut ca 20 Z bensin och nafta, ca 30 diesel och tunna samt Z fotogen, eldningsoljor 40 Z eldningsoljor och bunkers. Fördrygt tjocka lusterna inkl bränsle för driften uppgår till ca 4 Z.

För att de säsongsmässiga variationerna i utjämna efterfrågan och förbrukning erfordras extra lagför sådana produkter som vid en viss ringsutrymmen av året inte är lika gångbar som under andra period Men buffertlager erfordras inte bara för perioder. att utjämna sässongsmässiga variationer mellan vid raffinaderi och leveranproduktframställning ser. Lagringen är en integrerad del i hela distributionssystemet. Omfattningen av råoljelagringen vid ett raffinaderi beror inte bara på raffinaderiets omfattning utan även på oljetillförseln,

34 Utsläpp. spridning och fiiroreningsha/Ier

t ex om den huvudsakligen sker med de största typerna av tankfartyg.

I Sverige finns sex oljeraffinaderier, som frampetroleumprodukter av

ställer olika importerad

raolja. Raffinaderikapaciteten framgar av tabell 2.1:A.

Tabell 2.l:4 Raffinaderikapaciteten i Sverige ar 1976

Företag Ort Mton råolja/år

Scanraff Lysekil 8,3 Shell - Trans Kopp Göteborg 4,7 BP Göteborg 5,0 Nynäs Petroleum Göteborg 0,3 Nynäs Petroleum Malmö 0,2 Nynäs Petroleum Nynäshamn 3,8 Totalt 22,3

Luftföroreningarna utgörs av svaveloxider, kolväten och luktande ämnen, koloxid, partikulära föroreningar samt kväveoxider.

Den största källan till emission av svaveloxider från oljeraffinaderier är förbränning av bränsle för erhållande av energi till olika processer och ångproduktion. Bränsleförbrukningen är 3-7 Z av raffinerad produkt beroende på raffinaderityp. Det totala svaveldioxidutsläppet från oljeraffinaderier under 1975 var ca 19 000 ton. Från processenheterna och lagringstankarna kommer illaluktande ämnen (svavelväte. merkaptaner, kolväten etc) att emitteras. Avdunstningen av kolväten är 0,2-0,4 kg/ton raffinerad råolja. Kväveoxidemissionen år l975 beräknades till ca A 500 ton.

Statens Institut för Folkhälsan har undersökt besvär med buller, sot och damm samt lukt från fem nordiska raffinaderier (Sedvallson, 1971). Resultatet framgår av tabell 2.l:5.

Iahgll 2,125 Störningar från oljeraffinaderier

Avstånd från Procent av befolkningen som på utsläpps- olika avstånd störs av punkten, km Lukt Sot och damm Buller

Utsläpp, spridning och jöroreningshaller 35

Vattenföroreningar av olika mängd och typ erhålles beroende på råoljans ursprung och sammansättning samt produktionsinriktning. Trots vattenrening i flera steg erhålls vattenföroreningar. Efter såväl mekanisk, kemisk och biologisk behandling samt på senare tid dessutom filtrering återstår rester av olja, fenoler samt organiska svavel- och kväveföreningar. De till vatten emitterade organiska ämnena kräver syre vid nedbrytningen, varvid syrehalten i recipienter med dålig vattenomsättning kan sänkas till för fisk kritiska värden om inte en tillräckligt stor utspädning åstadkommes. Vidare kan fisk fångad i närheten av oljeraffinaderier ta smak av fenol och ibland även av olja (SNV 1972:12)_

Som exempel på oorganiska föreningar kan nämnas ammoniak, cyanider, oorganiska svavelföreningar och andra oorganiska salter. Vidare förekommer mindre mängder av olika metaller härstammande från råoljan, använda katalysatorer och hjälpkemikalier.

Man måste även räkna med spill av olja vid lastning och lossning. Risken för haverier av båtar medför vidare vissa risker för utsläpp av råolja och oljeprodukter. Effekter på landskapsbild beskrives i 3.7.8.

2.1.2.4 Distribution

Oljetransporter till en produktionsanläggning kan ske med fartyg, tankbilar, järnvägsvagnar, rörledning eller i vissa fall genom en kombination av dessa transportsätt. Oljan är vanligtvis tillgänglig i någon omlastningshamn. Föroreningsriskerna vid fartygstransporter har tidigare beskrivits.

Vid landtransporter kan olja genom olyckshändelse rinna ut på marken och förorena grundvatten. Ju mer lättflytande den är desto större blir spridningsområdet. De mest trögflytande oljorna stelnar till en matta ovanpå markytan vilket underlättar saneringsarbetet. Olycksplatsens läge är betydelsefull. Utsläpp i eller intill sjöar, vattendrag och grusåsar medför de största problemen. Oljeutsläpp från tankbilar orsakas av tekniska fel eller av trafikolyckor. Det har ej utförts någon statistisk undersökning över frekvensen av sådana olyckor i landet. För landsvägstransporter av tung olja användes fordon specialutrustade för denna oljekvalitet.

Vid fyllning och tömning av tankbil kan oavsiktliga spill förekomma exempelvis vid losskoppling av slangar, på grund av överfyllningar, genom slarv m m. Marken vid ramperna för fyllning och

36 Utsläpp, spridning och fliroreningsha/Ie/ SOU l977:68

tömning bör vara hårdgjord med betong eller likvärdigt material och utformad så att spilld produkt inte utsprids eller infiltreras i marken. Den hårdgjorda ytan bör utföras med fall mot lågpunkt med avlopp anslutet till avloppsvattennätet. Luftförorening genom bilavgaser från biltransporter av olja är en annan betydelsefull sektor inte minst vad gäller kväveoxider.

2.1.2.5 Lagring

Vid cisternområde kan allvarliga vattenföroreningar uppstå på grund av spill och läckage av olja. Orsaken härtill kan exempelvis vara överfyllning av cisterner, ventiler m m. Olika skyddsåtgärder bör vidtagas för att förhindra uppkomst samt spridning och infiltrering av spill.Vid spill av olja skall platsen vara så ordnad att oljan kan uppsamlas. Skydd mot spridning av löskommen olja i samband med t ex överpumpningar och läckage vid blandningsanordningar kan åstadkommas genom lämpligt utformade skyddsvallar. Invallningar kan utföras på olika sätt dels kring enstaka separata cisterner och dels kring grupper av cisterner. Då platsen är belägen inom område som enligt beslut av vattendomstol eller länsstyrelse blivit fastställt som skyddsområde gäller särskilda bestämmelser enligt kommerskollegiet.

Vid vissa raffinaderier sker lagring av petroleumprodukter i oinklädda bergrum. Bergrummen sprängs ut under lägsta grundvattenyta och det omgivande grundvattnet hindrar den inlagrade produkten att tränga ut. Praktiskt taget allt berg är genomkorsat av sprickor och slag varför grundvatten vanligen läcker in i bergrummet. Den inlagrade produkten flyter därför på en bädd av vatten. Inläckande grundvatten bortpumpas under hand.

Det utpumpade vattnet från bergrummen är i mer eller mindre grad förorenat av suspenderad olja och vattenlösliga komponenter från oljan. Vattnet renas därför före utsläpp, antingen i en separat oljeavskiljare enligt gravitationsprincipen eller tillförs raffinaderiets reningsanläggning för industriellt avloppsvatten.

Vid lagring av petroleum i cisterner eller bergrum sker en avdunstning vid alla fina vätskeytor av kolväten och andra lättare beståndsdelar. Dessutom förekommer s k andningsförluster, d V s vid fyllning av cisterner eller bergrum trängs luft innehållande lätta kolväten ut i atmosfären. Den sistnämnda typen av förluster kan vid cisternlagring minskas genom att tankarna förses med s k flytande tak.

Utsläpp. spridning och _löroreningshalrer 37

2.1.3 KOL

Kolcykeln omfattar i huvudsak utvinning, transport, lagring, elproduktion och avfallshantering.

2.1.3.1 Utvinning

Bituminösa kol påträffas i äldre formationer på stort djup. Kolflötsernas tjocklek uppgår till 3 m eller mindre. Exceptionellt förekommer tjocklekar överstigande 10 m. Den minsta tjockleken som går att bearbeta är 30 cm under gynnsamma förhållanden.

Flötstjockleken är huvudsakligen bestämmande för vilken produktionsmetod som väljs i underjordsgruva. I USA bryts mer än hälften av allt kol under jord med s k continous mining machines. Dessa river loss kolet ur flötsen med kloförsedda, roterande valsar och lastar samtidigt upp kolet på band eller i vagn för transport ut ur gruvan. Enligt det s k Longwall-systemet skalas kolet ur berget längs en arbetsyta, som kan vara upp till S0 m lång, med automatmaskiner som rör sig fram och tillbaka utefter kolytan och som själva stöttar upp gruvtaket just över arbetsplatsen.

Vid djup överstigande 1 200 m uppträder som regel besvärande höga temperaturer och tryck samt geologiska risker och vid djup överstigande l 800 m kan brytning ej äga rum.

Från gruvan transporteras kolet, vanligen på stora transportband, till en tvättningsanläggning. Med hjälp av bl a flotationsmetoder avskiljs gråberg och andra föroreningar. Hur långt man skall gå i strävan att sänka askhalten beror ofta på marknadsläget. Det är dyrbart att tvätta kol och marginalkostnaden stiger kraftigt. Före leverans behandlas kolet andra sätt - det kan vanligen på torkas, sorteras i styckestorlekar eller krossas ner till stybb och det kan blandas med andra kvaliteter till en given specifikation.

Om en horisontell eller flackt stupande kolflöts är belägen på ringa djup, kan kolet utvinnas genom dagbrytning i s k dagbrott. Överlagrande jordarter bortföres maskinellt. Om flötserna överlagras av fasta berg sker sprängning och borttransport tills kolflötsen blottlagts.

Effektiviteten i kolbrytning mäts vanligen i O M S, Output per Man Shift. Denna beror huvudsakligen på de geologiska förutsättningarna och på mekaniseringsgraden i gruvan. I Europa ligger 0 M S vid

38 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

2-4 ton, i USA och Australien vid 10-12 ton. I dagbrott kan man komma upp till 30-40 ton.

Den största yttre miljöpåverkan uppträder vid dagbrytning. Stora maskiner hanterar stora volymer vid höga hastigheter. Vid torr väderlek och vid blåst är damningen ofta besvärande. Vid solsken uppträder hög strålningsvärme i svarta kolflötser. Nederbörd i form av slagregn men även dimma kan helt förändra arbetsvillkoren ur produktionssynpunkt. Effekten på landskapsbild beskrives i avsnitt 3.7.4.

Vid underjordsbrytning kan markförskjutningar inträffa. Länsvattnet från kolgruvor är surt, aggresivt och järnhaltigt och erfordrar neutralisering. Tvättning av kol för att avlägsna svavel förekommer vilket ger stora mängder förorenat vatten.

Kolreserverna i världen är mycket stora i jämförelse med de kända oljereserverna. Majoriteten av de stora kolfälten är belägna i Sovjetunionen, Förenta Staterna och Kina. Kolreserven framstår såsom världens mest betydelsefulla fossila energireserv även om endast en mindre del av de beräknade totaltillgångarna kan räknas som ekonomiskt brytbara. Man har beräknat att de totala reserverna av alla olika koltyper, såsom antracit, bituminösa kol, brunkol m m, uppgår till ca l5xl012 ton i kolflötser av 30 cm och större samt ned till ett max djup av l 800 m. Man brukar räkna att 50 Z

meg

av reserven är åtkomlig d v s ca 7,5xl01 ton.

Återvinningsfaktorn varierar givetvis från land till land. De ekonomiskt utvinningsbara kvantiterna blir ännu mycket mindre och framgår av tabell 2.l:6 (AB Svenska Shell, 1975).

Världsproduktionen av kol uppgår till 2 170 Mton/ år (1974).

Ursläpp, spridning och föroreningshalter 39

Tabell 2.1:6 Världens kolreserver - ekonomiskt kvantiteter - ton utvinningsbara miljarder

Sydamerika l - Japan

Källa: World Energy Conference Survey of Energy Resources, 1974

1) Inkluderar antracit och bituminösa kol 2) Inkluderar sub-bicuminösa kol, lignit och brunkol

De viktigaste europeiska koltillgångarna är: Miljarder ton

Källa: SOU 1974:65

2.1.3.2 Transport

Järnvägstransport

Huvuddelen av alla landtransporter av kol sker med järnväg. I de stora kolländerna har särskilda koltransporter med stor kapacitet utvecklats. Amerikanska kolvagnar kan lasta 100 ton och mer, medan i Polen den maximala vagnkapaciteten är 60 ton. Normalstorlek på koltågen ligger på 4 000- 9 000 ton. Med blocktåg d v s stora specialtåg för ca 10 000 ton kan kontinuerlig lastning och lossning ske utan uppdelning i mindre enheter.

Rörtransport

Rörtransport av fasta uppslammade ämnen har länge tillämpats med gott resultat för kortare transporter. De räknas till de mest ekonomiska transport-

Utsläpp. spridning och föroreningshalter

systemen och uppvisar många fördelar. Låga driftoch underhållskostnader, lågt arbetskraftsbehov, driftsäkerhet, kontinuitet och ringa miljöpåverkan. På senare tid har även långdistanstransporter av slam utvecklats. Dessa är konkurrenskraftiga för koltransport jämförda med nuvarande distributionssystem med järnväg, förutsatt att kvantiteter och avstånd är tillräckligt stora överstigande 100 km (Sjöstrand, 1976).

Världens längsta koltransportledning byggdes i USA år 1970. Den 440 km långa ledningen transporterar 6 Mton/år från en kolgruva i Black Mesa till ett l 600 Mwel-ångkraftverk i Mohave. Ledningens dimension är 450 mm och transportkapaciteten motsvarar två tåg med vardera 160 vagnar per dag.

Där det inte finns några järnvägar kan rörledningar ha avgjorda fördelar även när det gäller mindre kvantiteter och avstånd. Kostnaden för transport med rörledning uppgår till mellan 1 och 4 öre per tonkilometer. För kol som transporteras med slam krävs nya metoder, lagringsmöjligheter och hanteringsanordningar. Även pneumatisk koltransport förekommer enligt ryska källor. Metoden uppges ha låga transportkostnader.

Fartygstransport

För Australien och Förenta Staterna. som är två av världens största kolexportörer finns utländska marknader i Europa och Japan. Transporterna till dessa marknader sker med stora bulkfartyg överstigande l00 000 tdw. Man måste dock konstatera att antalet hamnar som för närvarande kan ta emot större kolförande tonnage är ytterst begränsat. Endast två exporthamnar kan hantera fullastade 120 000-tonnare (Canada och Australien).

För transporter till Sverige kan åtminstone för transporter från Polen användas självlossande mindre bulklastfartyg. Stoleken av sådana ligger 5 000-15 000 tdw. Sådana fartyg kan tas in i på de flesta av Sveriges viktigaste Östersjöhamnar. Med självlossande fartyg behövs inga särskilda lossningsanläggningar i hamnen, men väl lagerutrymme.

Det finns f n bara tre hamnar i Sverige som är utrustade med moderna och effektiva lossningsanordningar för kol av hög kapacitet, nämligen Luleå, Gävle och Oxelösund. Kolimport och fartygskapacitet för dessa hamnar är följande:

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 41

Kolhamn Kolimport 1972 Fartygskapacitet

Luleå 0,4 Mt 70 000 t Gävle 0,6 Mt 25 000 t Oxelösund 0,9 Mt 70 000 t

Källa: SOU 1974:65

I Luleå byggs kolhamnen nu ut ytterligare. Dessa tre hamnar bör tillsammans kunna klara en import av åtminstone 10 Mton/år utan nämnvärda extra investeringar.

Kol utgör en transportvänlig energiråvara i det avseendet att ett lastfartyg med kol ej förstör våra vatten eller kuster vid eventuella haverier. Såväl fartyg som last sjunker till botten vid sådant tillfälle.

Kolhamn På grund av ökande aggregatsstorlekar för kondenskraftverken är den kvantitet kol som omsätts betydande. Vid ett 600 Mwel aggregat förbrukas således ca 5 000 ton kol/dygn.

De godshanteringsenheter som ingår i en modern kolhamn är bl a följande:

- Lossningsutrustning - för mellan och Utrustning transport kaj lager - Sikt- och krossanläggning - Inmatare från lager - till Transportör buffertlager

Om kolhamnen skall tjänstgöra som omlastningshamn från större kolfartyg till mindre måste en kaj för dessa mindre fartyg anordnas. Lastningen sker normalt med en rälsbunden utlastare som kan köra utefter kajen. Transporten mellan denna utlastare och kollagret sker med täckta bandtransportörer.

2.1.3.3 Lagring

Vid lossning, lastning, transport och lagring av kol genereras ett mycket finkornigt koldamm som kan spridas inom anläggningen och till omgivande bebyggelse. Torrt kol är mycket besvärligare än kol. Inomhusdammet bör begränsas med tanke fuktigt skäl (antrakos) och risken för på yrkeshygieniska stoftexplosion.

42 Utsläpp. spridning och _/Broreningshalter

De primära effekter som kan uppstå i kolhanteringsanläggningens lokala omgivning på grund av damning kan delas upp i fem grupper:

1. Olägenheter av nedfallande stoft i form av nedsmutsning av markvegetation och material

2. Nedsättning av sikt p g a svävande stoft

3. Eventuella skador på vegetation p g a nedfallande eller svävande stoft

4. Eventuella skador på material p g a nedfallande eller svävande stoft

5. Eventuella hälsoeffekter på människor och djur p g a nedfallande och svävande stoft

Då den största risken för damning föreligger vid lastning, lossning och transport kan damning i stor utsträckning avsevärt begränsas genom att dessa operationer utförs så isolerat och inkapslat som möjligt och även medelst vattenbesprutning, ventilerade avsug o s v. Dagvatten uppsamlas och rensas därvid i sedimenteringsanläggningar.

Erforderlig kollagervolym bestäms vanligen av anläggningens bränslebehov, isavstängningsperiod och erforderlig beredskapslagring. För att minska kollagrets area för en viss volym kol vid begränsad marktillgång, vill man utföra lagret med stor höjd. Begränsade faktorer för höjden är grundförhållanden, hanterbarheten och självantändningsrisken.

Medelst helautomatiska rälsgående maskiner lagras kolet normalt i strängar, 200-400 m långa och 40- 50 m breda. Andra former av kollager förekommer. Ett exempel utgörs av kollager som placeras nära kajkanten. Lagret kan försörjas av en brokran som löper med ett ben på vardera sidan av lagret. Nackdelen med denna typ av lager är att storleken är relativt begränsad och kranens lossningscykel är längre.

Medelst komprimering av kolet i tunna skikt (ca 0,5 m) och med en noggrann utplaning av alla slänter underlättas regn- och smältavrinningen, vilket medför att kolet får en lägre fukthalt. Normalt uppgår kolets fukthalt i denna lagertyp till 10 Z.

Utsläpp, Spridning och fliroreningshalter 43

orsakar problem vid hantering och bered- Tjälen ning av kol. Fruset kol bildar ett segt ytlager som vid uppbrytning bildar större sammanhängande stycken. Förutom problem vid bandtransportörav fruset kol erhålls störningar vid hantering kolets Smältvatten reducerar även kolets malning. energimängd.

Vid visar det sig omöjligt att öppna kolgårdar helt kunna undvika dammproblem från själva kollagret i samband med hård blåst. Under själva lagringen kan kolet bindas till högens yta genom av vatten eventuellt med tillsats av besprutning kemiskt bindemedel. Metoden har också den något fördelen att kolets naturliga fuktighet bibehålles vilket minskar damningsbesvären i de senare transtill förbrukningsstället. Ett krav som portleden ställs på en lagerplats är inrättande av avloppsbrunnar för regnvatten. Detta vatten förs till en sedimenteringsbassäng där prov tas innan vattnet släpps ut.

Fordonstrafik inom kolgården bör begränsas till vägar alternativt vägar som behandlats permanentade med dammbindande stoft genom användning av exempelvis sopmaskiner.

för att minska damningen från Ytterligare åtgärder ett kolupplag är att skärma av högen från vinden med av staket och vallar. Plantering av hjälp buskar och träd, speciellt resistenta mot koldammseffekter, kan dessutom medverka till en ytterligare reduktion av emissionerna.

Emissionerna från en kolhög som omsätter något eller ton per år och som inte utnågra miljoner rustats med några emissionsbegränsade anordningar har i olika undersökningar uppskattats till 10-100 kg/tim. (Freyschuss och Grennfelt, 1976).

De partiklar som emitteras är förhållandevis stora och faller till största delen till marken relativt nära anläggningen. Partiklar med en diameter större än l0 pm brukar normalt karakteriseras som nedfallande stoft. Med denna definition kan mer än 90 Z av det emitterade stoftet hänföras till denna grupp.

44 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

Det koldamm som emitteras från högen kommer att spridas och så småningom tillföras marken genom sedimentering, impakt eller med nederbörden. På vilket avstånd från källan denna deposition sker beror på kolpartiklarnas storlek, de meteorologiska betingelserna och topografin. Inom några hundra meters avstånd från olika kolhögar har förhöjda nedfallsmängder av kolpartiklar uppmätts. Kolnedfall på något eller några kg per 100 m2 och månad har uppmätts på dessa avstånd från högar utan emissionsbegränsande åtgärder.

Kolets sammansättning, kornstorleksfördelning och packning avgör val av maximal lagringshöjd med hänsyn till brandrisk. Låg lagringshöjd gäller för kol med hög andel flyktiga ämnen och låg askhalt. Kolsorter vilka har kornstorlek som inte tillåter lufttillträde mellan kornen, t ex råtvättat kol har mindre självantändningsgrad än t ex tvättat kol. Olika kolsorter har varierande benägenhet för självantändning vid längre tids lagring. Allmänt gäller emellertid att ju lägre halt flyktiga ämnen, d v s högre askhalt, desto mindre är risken för självantändning av kolet. Med en begränsad lagringshöjd på ca 16 m och plan överdel kan en god komprimering åstadkommas.

Om överhettning skulle ske i samband med uppläggande av ett kollager bör släckning (avkylning) om möjligt icke ske med vatten. Vattnet kan under sådana förhållanden lösa och föra med sig avsevärda mängder fenol, som kan förorena grundvattnet.

Temperaturen i kollagret kan kontrolleras med rörtermometrar som borras in i kolhögarna. Kolets förändras med lagringen. B1 a kan väregenskaper mevärdet reduceras. Det är främst i kolhögarnas ytlager som detta sker.

Följande sammanställning visar några vanliga orsaker till damning och vissa åtgärder för att motverka damning.

Orsaker till damning Åtgärder mot damning Finkornigt kolstoft Inbyggnad av koltransportanordningar och kollager. Inbyggnaderna måste vara venilerade

Torrt kol Befuktning

SOLJ197%68 Utsläpp, spridning och föroreningshalter 45

Orsaker till damning Åtgärder mot

damning

Hög fallhöjd för kol Höj- och sänkbara transportanordningar t ex teleskoprör Hård blåst Inbyggnad eller inhägnad av kollager. Inhägnad med vallar, plank och vegetation. Besprutning av kolgårdens ytskikt med bindemedel Fordonstrafik inom Begränsas så långt möjkolgården ligt till permanentade vägar på kolgården

De erfarenheter som finns beträffande olägenheter av luftförorening i samband med lastning, lossning, transport och lagring av stenkol kan sammanfattas i tabell 2.127.

Tabell 2.l:7 Erfarenheter av kolhanteringsanläggningars luftförorenande effekt

Plats Omdöme Uppgiftslämnare Köpenhamn Klagomål endast vid Köpenhamns en av tre anlägg- Belysningsvaesen ningar: (personlig kontakt Från bostadsområde med dir B Andersen) 500 m ifrån Svanemálleverket. Dessa klagomål gällde dock ej kolhantering utan kraftverket. Från småbåtshamnen i närheten har koldammsolägenheter rapporterats. Maasvlak- Det anses att bety- Yokom et al te dande halter av (personlig kontakt finare partiklar i med Ir P H J de luften och lä om Wringer) M-e kolhamn och stålverk kan förväntas t 0 m på längre avstånd från källan, enligt förundersökning Helsing- Vissa olägenheter Helsingfors Elverk fors föreligger men (personlig kontakt dessa anses obetyd- med diploming liga L Oksanen)

Utsläpp, spridning och föroreningshalter

Plats Omdöme Uppgiftslämnare

från villa- Vekris - Ontario Lakeview Klagomål mn

::::?::$2a$n::;?“

Koldammet anses dock endast förorsaka någon större olägenhet vid vissa sällsynta och kortvariga tillfällen.

2.1.3.4 Buller

I dagens läge är det på de flesta håll möjligt att rationellt bekämpa buller tack vare de framsom inom det mättekniska området och steg gjorts genom ökad kännedom om olika materials akustiska egenskaper. Bäst är att minska bulleralstringen vid källan.

Kolet från båtar lossas normalt med hjälp av kran och förpassas till ett transportband via ett stup. Någon möjlighet att reducera ljudet från själva kranarna tycks inte finnas. Däremot kan ljudet från materialets stötar mot stupväggarna, om så erfordras, minskas med 10-15 dB(A) genom att dessa kläs med gummi. I övrigt torde det vara möjligt att förlägga lossningsverksamheten till dagtid för att på så sätt minska störningarna.

Vid kraftverk lagras kol i kolupplag där packning sker med hjälp av bandtraktor. För att komma tillrätta med bullerproblemet bör man använda en så tyst traktor som möjligt och se till att kolupplaget förlägges på betryggande avstånd från störningskänsliga områden. Genom ett väl tilltaget lagringsutrymme vid själva pannorna kan påfyllunder natten eller del därav undningsverksamhet vikas.

Speciella krossar används för att krossa kolet till för efterföljande kvarnar lämpliga dimensioner (10-20 mm). Krossarna är ofta uppställda utomhus och utgör, om inga åtgärder vidtages, ett bullerproblem.

Utsläpp, spridning och jörøreningshalter 47

2.1.4 NATURGAS

Världens totala resurser (1975)

få nâturgas

beräknas uppgå till 72xlO m . Naturgasen svarar idag för ca 20 Z av världens energiförsörjning. Den användes i större omfattning i England, USA, Japan, Sovjet, Nederländerna, Västtyskland och Frankrike (Oil and Gas Journal, 1974).

2.1.4.1 Egenskaper

Naturgasens sammansättning varierar. Huvudkomponenten är metan (CH ) som utgör 85 å 95 Z av totalmängden. Resterande del består av andra kolväten såsom etan, propan och butan. Vidare kan förekomma helium, kväve, koldioxid, argon, vattenånga och varierar mellan

sgavelväte. Värmevärdeå

31-39 MJ/m (7 500-9 500 kcal/m ). Gasen är ofta geologiskt förbunden med oljan, dock i minskande utsträckning allteftersom gasutvinningstekniken förbättras.

Den renade naturgasen är praktiskt taget luktfri. Den är inte heller giftig. Endast om svavelväte skulle ingå i halter omkring eller över 0,1 Z får gasen en karaktäristisk lukt och blir i viss mån giftig. Den naturgas som distribueras till konsumenterna luktar dock. För att underlätta upptäckten av läckage tillsätts nämligen små mycket mängder starkt luktande ämnen, t ex metylmerkaptan. Naturgas är lättare än luft och bildar tillsammans med luften mycket explosiva blandningar. Tändområdet ligger inom intervallet 5-15 volymprocent gas. Den största faran vid ett är gasläckage därför explosionsrisken och av den anledningen måste såväl transport- som lagringssystem samt distributionsnäten och konsumenternas anläggningar byggas med betryggande säkerhet.

Skulle tillfälliga naturgasläckage inträffa, avgår gasen snabbt i luften utan att efterlämna några restprodukter på mark eller i vatten. Detta innebär från vattenvårdssynpunkt en stor fördel för naturgas vid jämförelse med olja.

Naturgasen kan överföras från gasform till vätskefas, s k LNG (liquified natural gas), nedgenom

kylning till -l62°C och volymen reduceras vid kon-

denseringen ca 600 gånger. Vätskan återföres till gasform genom förångning.

48 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter Luftföroreningsutsläpp vid förbränning (EPA, 1973)

utnyttjningstid

2.1.4.2 Transgort

Vid kontakt med vatten kokar LNG mycket snabbt och bildar ett moln av metangas. Genom sin extre-

ma kyla är gasen tätare än luft och lägger sig som en vid mark- eller havsytan. Denna slöja slöja är kvävande och skulle vid ett tankutsläpp snabbt kunna spridas på stora avstånd med mycket vinden. Gasen är lättantändlig och förbränns Ett läckage från en LNG-tanker explosionsartat. efter en kollision eller hård grundstötning skulle således kunna innebära allvarliga riskmoment. Den kalla befaras även kunna orsaka flytande gasen eller utmattning av de sprickor genom sprödbrott omslutande väggarna på ett fartyg.

Ett för naturgas består av rörtransportsystem reducer- och mätstationer, komrörledningsnät, samt centraler för driftkontroll. pressorstationer Av dessa anläggningar är det främst kompressorstationerna som kan ge miljöpåverkan. Större stationer brukar utrustas med turbokompressorer, som direkt drivs av varför risken för gasturbiner, från kompressorstationerna måste bullerstörningar beaktas.

Rörledningarna läggs i möjligaste mån under jord och efterlämnar få synliga spår i naturen. Ett en ledning, vilket är sällläckage på nedgrävd moderna rörsystem, synes inte medföra synt på risk för vattenförorening. De smärre naturnågon inom Sverige, som finns bl a i gasförekomster har inte påverkat vare sig vatten- Östergötland, eller vegetation trots att gasen på tillgångar sina håll tränger fram kontinuerligt ur marken, ur vattendrag och även ur enstaka dricksvatten-

brunnar (SOU l972:25). Landskapsbildens påverkan vid ovan jord beskrivs i avsnitt 3.7.l0. pipelines

SOU 1977168 Utsläpp, spridning och föroreningshalter 49

2.1.4.3 Lagring

Naturgas kan lagras i gasform eller kondenserad som vätska. Den låga temperaturen vid vätskefas ställer stora krav på konstruktionsmaterialen för cisterner. Kondenserad naturgas kan förutom i cisterner lagras i oinklädda håligheter i marken (lösa jordlager) täckta med gastätt tak. Hålrummen görs gastäta genom nedfrysning av omgivande mark. Vid lagring avdunstar små mängder gas. Värden mellan 0,003 Z och 0,3 Z har uppmätts. Den avdunstade gasen tillvaratas och ger således upphov till någon luftförorening.

Gas, som lagerhålles i kondenserad form, måste förgasas för att kunna distribueras i rörledningar. Vid förgasningen går det för uppvärmning via värmeväxlare åt stora mängder vatten som därvid avkyles. Sådant vattenutsläpp torde dock inte påverka vattenmiljön, om recipienten är lämpligt vald. Lagring i gasform i stor skala kommer bara i fråga när geologiskt bildade reservoarer i underjorden kan utnyttjas. Metoden har med framgång använts under många år i utlandet.

Beträffande lagstiftning och säkerhet finns det i bl a Frankrike en särskild lagstiftning för underjordisk lagring av gas. Den har tillkommit för att i första hand skydda grundvattnet från föroreningar. Risk för sådana uppträder bl a vid borrningar och andra arbeten med anläggningen. Såvitt man vet har det aldrig förekommit att s k geologisk gaslagring givit några skador på vattentäkter. En noggrann prövning av föroreningsriskerna måste dock sker i varje enskilt fall om det skulle bli aktuellt med underjordisk lagring av naturgas i Sverige (SOU 1972:25).

2 . 1 . 5 ÖVRIGA BRÄNSLEN

2 . l . 5 . l Torv

Torv har sedan gammalt använts som energikälla. På Irland, där ca 6 Z av arealen består av torvmark, har redan i många sekler torv använts som värmekälla främst för uppvärmning av byggnader på landsorten. Från och med l950 har torv använts också för elproduktion i växande skala. Sovjetunionen är det ledande torvindustrilandet i världen- Närmare 20 Z av Leningrads värmebehov baseras torveldade fjärrvärmekraftverk. Även i Norden på förekommer torvanvändning sedan lång tid tillbaka. I Finland förekommer torvanvändning både för värmeoch elproduktion.

50 Utsläpp, spridning och föroreningshalrer

Även om det i och för sig finns stora torvtillgångar i får man räkna med att torv endast kan Sverige få betydelse för vår energiförsörjning begränsad under fredstid. Torvens svavelhalt är i regel låg men kan i vissa typer av kärrtorv gå upp till ca som torrsubstans). På av hög 1 Z (räknat grund askhalt måste torvpannor förses med effektiva stoftavskiljare. Man använder huvudsakligen cyklonvid mindre anläggningar och elfilter avskiljare vid större anläggningar. Betydande mängder tungmetaller med kol kan i vissa fall ingå. jämförbara av föroreningar är av samma Utsläppen partikulära storleksordning som vid koleldning (jfr 2.3L Exempel på torvens kemiska sammansättning framgår av tabell 2.l:8.

Tabell 2.l:8 Torvens kemiska sammansättning

Kol 5 3 Vite 9

U1U\l\.7f\)O\O

Svavel

h)L»)IdOU\O\

s

NNNNNN

Kväve 7 Syre 3 J Aska 9

Källa: Sveriges bränntorvindustri (Uddgren)

Enligt torvindustriförbundets bränntorvsklassi- 1973 är maximala askhalten 8 Z som månadsficering medelvärde för kvalitet J 9 och J ll. Torven är således ett för lokala behov kompletteringsbränsle med såsom stora ång- och hetanvändningsområden och värmeverk. I vattencentraler, mottrycksverk kontrakt om torvleverans brukar man ofta räkna med SO Z å 55 Z vattenhalt och volymvikten 300 frästorv. Värmevärdet är normalt ca kg/m 8,4 MJ/kg (2 000 kcal/kg).

för en industriell utbyggnad i Grundläggande är att finna en effektiv och driftsäker Sverige för att avvattna torven. Forskning och utprocess inom denna sektor är därför mycket betyveckling delsefull. av torv kommer bl a att starkt Utvinning landskap, hydrologi, växt- och djurvärld. påverka Dessa förhållanden måste också närmare studeras innan en omfattande torvindustri startas.

En första generation värmeverk och kraftvärmeverk bör utnyttja frästorv och beprövad förbränningsteknik som finns såväl inom landet som vid torvindustrierna i Finland och Irland. Torvutvinningens är beskrivna i avsnitt 3.7.6. naturvårdsfrågor (effekter på landskapsbildx

SOU 1977168 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter 51

2.1.5.2 Energiskogar

Skogsindustrins råvaruknapphet och den framtida har aktualiserat skogens beenergiförsörjningen tydelse som mångsidig naturresurs och energireserv. Denna energiråvara baseras på bl a snabbväxande sälg och poppel och benämnes minirotationsskogsbruk (MRS) eller energiskog. De potentiella odför i sammanhanget mest aktuella lingsmarkerna salix- och antas bli begränsade till populusarter och våtmarker samt nedlagd jordbruksmark. För myrdel bedöms tillgänglig areal bli ca Sveriges 1 miljon ha, motsvarande 4 Z av den produktiva Snabbskogens sälg och poppel håller skogsmarken. ett värmevärde på närmare S 000 kcal/kg vid 3 Z fukthalt (Statens Naturvetenskapliga Forskningsråd, 1976).

Prof Gustaf Sirên vid Skogshögskolan i Stockholm, som leder ett forskningsprojekt på området, anser att förutsättningarna för MRS är:

Gödsling: Kväve 200 kg/ha, Fosfor 25 kg/ha Kalium l00 kg/ha Bevattning: Optimal tillförsel, regleringsmagasin Skörd: 10-38 ton skördad biomassa torrvikt per ha och år Ca 40 år, skörd efter 3-5 år i södra Omloppstid: och mellersta Sverige, efter 5-10 år i Norrland

Fortsatt forskning erfordras för att bl a kunna göra ekologiska bedömningar, beräkna energibehov för av samt bedöma förlusproduktion gödselmedel ter av fosfor och kalium till ytvatten och kväve, grundvatten.

Veden kan användas som bränsle i ett antingen kraftverk eller värmeverk eller användas för tillav bränslen genom pyrolys eller verkning syntetiska genom andra processer.

Vid förbränning av råvaran uppstår luftföroreningar följande sammanställning. Vedens fuktighet enligt so z (EPA, 1973).

Tabell 2.l:9 Luftföroreningar vid Vedeldning

g/kg ton/år1›

Benzo(a)pyren l) kraftverk 100 Mwel vid 3 500 timmars utnyttjningstid

52 och föroreningshalter Utsläpp. spridning

naturvårdsverkets riktlinjer för luftvård Enligt är emissionsgränsen för nya och befintliga nläggningar för träbränsleeldning 500 mg stoft/m , norm torr vid ett luftöverskott korrigerat till gas, motsvarande 10 Z koldioxidhalt, dock högst 30 kg stoft/h. Anläggningarna måste således utrustas med effektiva stoftavskiljare.

Askan är alkalisk vilket i vissa fall kan motverka av mark och vatten. Då man handskas med försurning aska från träbränsle måste man ta hänsyn till att en del av asksubstansen flyter på vatten.

är synnerligen hög vid ved- Benzo(a)pyrenemissionen eldning. Jämfört med olja är utsläppet SO gånger större per energienhet. Med hänsyn till snabbvärmevärde och låga fukthalt kan lägskogens höga re andel oförbrända gaser förväntas och därmed halter luftföroreningar. Erfarenheter från lägre energiskogens förmåga att ta upp metaller saknas.

Ett vedkraftverk på 500 Mwel fordrar omkring 10 kvadratmil stor energiodling. Ett kraftbolag i USA uppför f n ett vedkraftverk. Naturvårdsfrågor i samband med minirotationsskogsbruk är beskrivna i avsnitt 3.7.7 (effekter på landskapsbild).

2.1.5.3 Oljeskiffer

Skiffer är en bergart som förekommer i olika former. Vissa skiffrar, s k oljeskiffrar varav alunskiffer är en typ, innehåller brännbara ämnen främst kolväten. Sådana skiffrar finns i mycket stora mängder på jorden och även i Sverige. Oljeutvinning från skiffer är en gammal metod prövad redan i mitten av 1800-talet i bl a Italien, Frankrike och Skottland. De största fyndigheterna finner man i USA.

De svenska som huvudsakligen finns oljeskiffrarna, i Östergötland, på Öland och i När- Västergötland, ke, har ett energiinnehåll som totalt motsvarar ca 3 miljarder ton olja. Endast en mindre del av torde vara tillgängliga för dagbryttillgångarna ning. Någon kvalificerad värdering av tillgängligheten har inte gjorts, men med hänsyn till de stora skiffermängder som måste brytas för att hanteringen skall bli av betydelse synes starka begränsningar av tillgängligheten vara sannolika. Den såsom olja utvinningsbara energimängden har angetts till 800 miljoner ton. De bästa svenska oljeskiffrarna ger 50-60liter olja per ton samt en koksåterstod. Oljeskiffrens värmevärde är ca 7,5 MJ/kg (1 800 kcal/kg). Den ur skiffret utvunna oljan kräver speciella raffineringsmetoder.

Utsläpp, spridning och _löroreningsha/Ier 53

Det synes ej vara lönsamt att enbart utvinna fossil energi utan man måste även räkna med metallutvinning såsom uran, aluminium, molybden och vanadin. Det finns även kerogen som är en energirik organisk materia som påminner intorkad 8m olja. Vid uppvärmning till 300-á0O C sker en omvandling till flytande och gasformiga kolväten som kan utvinnas.

I Billingen i Västergötland är uraninnehållet tillräckligt för att göra uranutvinning intressant. Skiffern ligger i över 20 m tjocka lager varav de överst liggande 6-8 m innehåller organiskt kol till 19 Z.

Produktionskostnaden av olja i en större kommersiell i USA uppskattas till ca

anläggning

70 dollar/m . Ett försök i Västtyskland att i halvindustriell skala utvinna bränsle ur oljeskiffer skall enligt uppgift finansieras av forskningsministeriet. Man kommer att använda en process som kallas Lurgi-Ruhrgas-processen, som möjliggör utnyttjande av skifferns hela organiska innehåll som energikälla. Det uppges att man vid preliminära försök 1975 uppnått lovande resultat.

Vattenfrågor Så gott som samtliga av de områden i Sverige som hittills varit aktuella för skifferbrytning kännetecknas av att vattenrecipienterna är små. Mycket höga krav måste därför ställas på behandling av de avloppsvatten som behöver avledas från brytningsområde eller processer.

Vittringen i skiffern under brytningen på grund av dess pyritinnehåll leder till att gruvvattnet kan få en avsevärd halt av lösta komponenter. Tekniken för att ta hand om denna typ av föroreningar är dåligt utredd. Utomlands finns vissa piloteller fullskaleanläggningar med omvänd osmos eller jonbytesteknik i drift för att klara saltproblemet och inom landet arbetas det med en indunstningsmetod för att utvinna närsalter ur ett saltrikt avloppsvatten som härrör från skifferhantering. En primär målsättning måste vara att sluta vattenkretsarna för att minimera omgivningspåverkan. Ett särskilt omnämnande förtjänar de tungmetaller som finns i skiffern vilka är en potentiell källa till miljöpåverkan. Redan i ett tidigt skede av utvecklingsarbetet måste hänsyn tagas till detta så att processerna anpassas till en metallutvinning för att förebygga spridning med processvatten, processgaser eller avfall.

54 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter

Den förmodligen svåraste frågan att komma till rätta med utgör den diffusa spridning av förotill grundvattnet som kan reningar exempelvis äga rum från restprodukterna. En av orsakerna till utgör det pyritinnehåll som svårigheterna finns i skiffern. Om pyriten tillåts vara kvar i får man räkna med en vittring i restprodukten upplaget. Genom att befria skiffern från sitt innehåll på svavel och lösliga komponenter bör man kunna få en restprodukt som utan alltför stora miljöolägenheter kan deponeras.

Vattenfög-

är betydande och uppgår till 6-12 m brukningen utvunnen olja.

Luftvårdsfrågor De luftvårdsproblem som kan förutses är bl a utav svaveldioxid, svavelväte, organiska illasläpp luktande kväveoxider och stoft. Hur föreningar, störa problemen blir är beroende av val av processväg och processutrustning.

Helt avgörande för möjligheterna att tillgodogöra sig energiinnehållet i skiffern är hur man lyckas bemästra svavelutsläppen. Beroende på den höga svavelhalten 6 å 7 Z och det låga värmevärdet måste mer än 95 Z av det svavel som finns i bränslet avlägsnas före utsläpp. Det finns flera möjligheter att omhänderta svavelföreningarna. Mest tilltalande ät givetvis att göra någon lämplig produkt. En grundförutsättning för detta är att processgasen håller tillräckligt hög svavelkoncentration. Studierna av lämpliga processer bör ske från dessa förutsättningar.

Utsläpp av illaluktande ämnen måste givetvis begränsas. Om det inte är möjligt att klara detta genom processtekniken finns det alternativ såsom efterförbränning, rening med aktivt kol och annat att tillgripa. Kostnaden för dessa metoder kan dock bli stor om inte hålls nere. Vid lossgasmängderna ning, lastning, transport och lagring av skiffer eller olika mellanprodukter kan det bli problem med diffus damning. Damningen kan i stor utsträckning begränsas genom åtgärder som inkapsling, 0 dyl. Helt torde damningen inte vattenbegjutning kunna undvikas.

Naturvårdsfrågor är beskrivna i avsnitt 3.7.5 (effekter pa 1andskapsbild)a

Utsläpp, Spridning och jöroreningsha/Ier 55

2.2 ENERGIPROGNOSER

Enligt direktiven skall utgångspunkten vara ett sannolikt mönster för energiproduktion och energikonsumtion i Sverige under senare delen av 1980talet. Efter samråd med utredningens sekretariat har nuläget och 1985 valts som de år för vilka beräkningarna utförts.

2.2.1 ELKRAFTPRODUKTION

Elkraftproduktionen har beräknats för 1975 samt för två alternativ 1985, ett med utbyggd kärnkraft (A) och ett utan kärnkraft (B), se tabell 2.221. Huvuddelen av beräkningsförutsättningarna har erhållits från energipropositionen 1975:30 med kompletterande uppgifter ifråga om industriellt mottryck från Industriverkets utredning 1976:3 och ifråga om kraftvärme från VVF/CDL:s utredning om kraftvärme 1975.

Alternativet med kärnkraft 1985, som förutsätter en årlig ökning av kraftkonsumtionen med 6 Z innebär att några nya kondenskraftverk inte behöver byggas samt att elkraft produceras i fjärrvärmeverk i minskad utbyggnadstak jämfört med dagsläget.

Alternativet utan kärnkraft innebär att 35 TWh måste måste produceras i nya fossileldade kondenskraftverk- Med en antagen drifttid på 6 000 h/verk blir effektbehovet 5 800 Mwel. Vi har antagit att denna skall göras i sex nya enheter med storproduktion lekar 1 000 och 2 000 Mwel. Vad gäller lokalipå seringen av verken har vi förutsatt två alternativ. Enligt alternativ Bl, enligt figur 2.222, placeras tre enheter vid västkusten och tre enheter vid ostkusten med en storlek av 1 000 Mwel. Enligt alternativ B2, enligt figur 2.2:3 placeras fyra enheter (2 x l 000 Mwel + 2 x 2 000 Mwel) vid ostkusten och resterande enhet (l 000 Mwel) vid västkusten. Lokaliseringen av kraftverken har betydelse för bedömningen av svavelutsläppens försurande verkan, mepåverkan på mark, flora och fauna tallutsläppens men i viss mån även för effekterna på människan. Vi har valt ett alternativ motsvarande i stort dagens kärnkraftlägen samt ett med huvuddelen av de nya kraftverken på ostkusten_

56 Utsläpp. Spridning och förareningshalter

I alternativet utan kärnkraft kommer vidare elkraft att produceras i ökad omfattning från kraftvärmeverk. Differensen i elproduktionen beror på att installation av direktverkande elvärme vid nybyggnationer reduceras.

Tabell 2.2:1 Elkraftproduktion 1975 och l985,TWh

A. Med kärn B. Utan kärnl975 kraft 1985 kraft 1985 Vattenkraft 57,5 66 66 Kärnkraft 63 - 11,5 Industriellt mottryck 3 8 10 Kraftvärme (fjärrvärme) 4 15 31 Övrig värmekraft 3 7 43 Summa 79 159 150

2.2.2 FÖRBRUKNING AV BRÄNSLEN

Bränslekonsumtionen har beräknats för 1974 och 1975, samt för flera olika alternativ 1985. Med utgångspunkt från energiprognosutredningens (SOU 1974:64-65) uppgifter har två alternativ framtagits, se tabell 2.2:4, ett med en fortsatt utbyggnad av kärnkraften och en årlig ökning av energikonsumtionen med 2,4 Z (C) och ett utan fortsatt utbyggnad av kärnkraften och en årlig energikonsumtionsökning av 2,4 Z (D). Om man i stället utgår från energipropositionen av 1975:30 och räknar på ett fall med utbyggd kärnkraft (A enligt avsnitt 2.2.1) och ett utan kärnkraft (B enligt avsnitt 2.2.1) erhålls högre siffror för oljeförbrukningen, se tabell 2.2:5. Vid beräkningarna av emissionerna i fortsättningen har använts uppgifterna i tabell 2.2:5.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 57

z \\

r~’ “

~\4)

J 1.2.4.-

_/ l #———{—.—‘

// I rJ \... I l

/l

.——17fj—_j:—-—Z§:.:—

\ \ / /

V,

/ L_ ,,

( l I I l

\\ / ( \ I J

fgq

c9: 1 000 _________JE. MW 1

J Y“). v “§5

V

P‘/Vv 1 000 MW 1

~

r--e

fl T O

I V ’

x

1 000 Mwel Mwel 4 I 1 000 ä/ \

y

1 000 Mwel I /N

1 000 Mwel

Figur 2.2:2 Antagna lägen för tillkommande fossileldade kraftverk 1985. Alt B1.

58 Utsläpp, spridning och föroreningshalter sou 1977333

H

›

X

R* 2 000 Mwe1

) )

:7§::c8D°?§T

n,i

2 000 Mwe1 J”

v/

O / 1 , 1 000 Mwel

ä

/R

E W/fl

IJ

2.2:3 Antagna lägen för tillkommande Figur fossileldade kraftverk 1985. Alt B2.

Utsläpp, Spridning och jöroreningshalter 59

amma

m.N

W

q.m m.m

m.mH _.Hm

uwmuxcgmx

o H.q w.m m.a

m m.H m.N n.m o.o m.w

uummuuow

Iwwwmcm

umuawHmH>xwmmHo

H M.” 5.5 «.0 q.m

uwwacm

hm

.o m m.m m.m

cwuwmuxcumx

sou

mwma

o.m o.~

m.mH

~.N N.m

m.wN

w

.mage

M

uwmgxagmx

m

o m.N m.« H.»

uxumuuus

vmcwwznua

m.H N.~ N.m 0.0 m.w

uwwum

m

umwmnus H m.H «.5 q.o H.m

:oo

emu:

uu:

cowufismcoxmamcwpm

uoaam

.u m N.q N.q

vme

wawøEummm:mum:wwummw

cowuxavoumam

mwma qNmH w~.o qm.H mm.N

oo.NH

qo.mN

cwwcmøvwuuzmocwoum

¢uN.N

Hmmvumwemm

:cum

wuuwsvcm

coo

wmaoscmun

mum

cwmcmn

H

Hamnme amma -uouoz -gouoz wwHu© pouxav «seam

om om um ua um un

60 Utsläpp, spridning och jöroreningshalrer

H

m.H

uwmuxaumx

om - u u o.m m.q

~mHHo

owe

mum

emu:

H

m.m o.H m.H

mwmH mmmH H.oH

m.m

m om mm

:ou

umcomawe

H

om - - m.H u m.N o.m

uwmuxøuwx

H

mum

uxu›uuu:

vvs H

mwmH om o.H o.H q.H w.m m.H

HH

H

om mo.o ~o.o me.o no.o mw.m mm.o

øomuesmaoxmamømpm

mnma

n-m

wo.o ~n.o ~H.q No.H ooqm

qH.oH

om

uwmuxaumx

mnN.N

ummuxmaouaox

meumuwmHm msHwHHm_H

Hamnwa Huum=u:H umHun

:wa: «seam

SOU 1977168 Utsläpp, Spridning och jöroreningshalter 61

2.3 EMISSIONSSITUATIONEN, NULÄGET OCH 1985

direktiven skall beräkningarna och bedöm- Enligt från nu använd teknik. Vidare skall ningarna utgå den tekniska belysas, som kan få genomutveckling i tillämpning under den närmaste slag praktisk tio-årsperioden.

2.3.1 FOSSILELDADE KRAFTVERK

För av utsläppen från de antagna fossilberäkning eldade kraftverken har valts teknisk utrustning som är kommersiellt och utprovad för tillgänglig som omkring 1980 och är i anläggningar planeras drift 1985. Detta med hänsyn till den långa tid det tar att planera och bygga stora kraftverksan- Det innebär exempelvis att anläggningar läggningar. för eller förbränning av kol i fluikolförgasning diserad bädd ej medtagits. Se även diskussionen nedan om den tekniska utvecklingen till 1990.

för beräkning av De viktigaste utgångspunkterna utsläppen från fossileldade kraftverk är svavelhalt i kol resp olja, metallhalter i kol resp olja, typ av stoftavskiljare och dess verkningsgrad, panndimensioner och brännarutrustning (påverkar stoft- och kväveoxidutsläpp) samt om utrustning för rökgasavsvavling skall användas eller ej. Anläggstorlek är givetvis även avgörande för ningarnas utsläppens storlek.

För av utsläppen har vi valt fyra olika beräkning kraftverksalternativ, olje- eller koleldade och med en storlek av 1 000 eller 2 000 Mwel. Vi har försökt att använda förutsättningar som ger ett alternativ och ett lågt alternativ för uthögt släppen. Detta gäller särskilt val av metallhalter i kol, om man skall ha rökgasavsvavling eller ej samt om man skall använda stoftavskiljare vid oljeeldade verk.

Elfilter är den helt dominerande typen av stoftavskiljare vid stora kraftverkspannor och har valts som avskiljare.

Elfiltrens totalavskiljningsgrad har valts så att den utgående stoftmängden underskrider specifikt i Sverige och några andra länder miljövårdskrav med viss marginal. För oljeeldade kraftverk är

62 Utsläpp, spridning och jöroreningshalrer

gränsen i Sverige 1 g/kg olja och för koleldade, för vilka svenska gränsvärden saknas, är gränsen

i Danmark Västtyskland 150 mg/m3 norm och i

och

USA 130 mg/m norm.

Vid en större oljeeldad anläggning utan stoftavär den utgående stoftmängden normalt ca

40 skiljnigg d v s 1 stort sett motsvarande

mg/m norm, oljans askhalt. Variationer förekommer beroende på eldningsuttustning samt oljekvalitet. Vissa oljor har mycket större stoftbildande egenskaper ofta i samband med asfaltenhalt. Vid stora anläggningar installeras 1 vissa fall elfilter. Leverantören garanterar då den Btoftmängden normalt

inom området 10-30 utgåegde norm.

mglm-

Vid en koleldad anläggning erfordras elektrofilter eller annan motsvarande gtoftavskiljning p g a de höga stoftmängder som förekommer. Genom att dimensionera elfiltret för en hög

avskiljningsgrad ca 50 norm

kan man ernå ett normalvärde av mg/m som med god marginal underskrider tidigare nämnda gränsvärden.

Metallhalterna för de oljeeldade alternativen är hämtade :rån en svensk undersökning och utgör ett medelvärde av sex olika oljor från skilda delar av världen (Andersson och Grennfelt, 1973). Variatiqnen av vanadinw och nickelhalterna för eldningaolja 5 samt Bunker C oljor är:

Ni 6-23 ppm V 11-90 ppm

Valet av metallhalter i ksl är svårbedömt. Metallhalterna varierar mycket mellan olika kolfält men också inom ett och samma fält. Variationerna i halt av sex metaller är följande, angivet i väsentliga PPm3

As 0.3-100 Cd 0,§= 40 Cr 3,5—3oo H8 0,2= 2 Pb 1,e= 30 V

För närmare detaljer hänvisas till naturvårdsverkets utredning Miljövård vid koleldning (ej Publicerad).

För beräkningarna har valts dels en kolsort med mycket låga metallhalter härrörande från ett amerikanskt kolfält (Schultg, Hattman and Booker). och dels en kolsort med höga metallhalter härröran-

SOL 1977:68 Utsläpp, spridning och föroreningshalter 63

de från ett australiensiskt kolfält (Commonwealth Scientific & Industrial Reasearch Organisation). Vissa av metallerna finns inte uppgivna i referenserna och har därför antagits, vilket gäller arsenik, kadmium, kvicksilver och selen i den senare gruppen. För t ex kadmium har valts en relativt låg halt, 2 ppm, jämfört med maximivärdet, beroende på den låga zinkhalten. Förhållandet mellan zink- och kadmiumhalt är ungefär samma för många kol.

Polen är ett intressant exportland för svenska leveranser med tanke på såväl transportavstånd som kolkvalitet. Följande tungmetallhalter har inhämtats från leveranser till Enstedverket i Aabenraa Danmark, 1975.

ppm Cd 13 Cr 0,9 Cu 40 Ni 30 Pb 14 Zn 60

Beräknade emissioner av metaller från 1 000 Mwel koleldat kraftverk försett med elektrofilter (Q =99,5Z) har lämnats i en IVL-rapport i mars 1977 (Lövblad). En jämförande studie med föreliggande rapport (tabellerna 2.3:5 och 2.3:7a) framgår av tabell 2.3:7b.

Rökgasavsvavling har förutsatts för båda koleldade alternativen med hänsyn till svårigheterna att på längre sikt ha säker tillgång till lågsvavliga kol. Vidare har även det mindre av de oljeeldade verken rökgasavsvavling för att alternativen med låga och höga emissioner skall kunna belysas för svaveldir oxid. Den enda kommersiellt tillgängliga rökgasavsvavlingsmetoden är skrubber med kalk eller kalkstenslösning.

För den mindre oljeeldade anläggningen med rökgasavsvavling väljes en högsvavlig olja med 3,5 Z svavel medan den större anläggningen beräknas med l Z svavel i oljan. De koleldade anläggningarna båda med rökgasavsvavling beräknas för en svavelhalt i kolet av 1-3 Z.

För beräkning av kväveoxidemissioner har förutsatts idag konventionell utformning av pannor, brännare etc. Uppgifterna har hämtats från Svenska Värmeverksföreningen, 1971. Se även diskussionen nedan angående teknisk utveckling. Uppgifterna om utsläpp av benz0(a)pyren har hämtats från U S Department of Health, Education and Welfare, 1967; EPA, 1975; National Academy of Siences, 1972

64 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter

Valda siffror måste dock bedömas som osäkra, betydligt högre värden har rapporterats. Beräkning av avfallsmängderna har gjorts med utgångspunkt från (EPA, Oct 1973). Slamproduktionen kan anges till 2 å 3 ton vid förbränning av 10 ton kol med en svavelhalt av 3 Z.

Som jämförelse har medtagits några av utsläppen från Sveriges enda stora smältverk i Skelleftehamn se tabell 2.3:1.

Tabell 2.3:1 Sammanställning av utsläppsdata från Rönnskärsverken, Skelleftehamn

Utsläpp 1972 Bolagets åtagande Förorening ton/år för 1978 ton/år

42 000 24 000

S02

As 54 32 Cd 13 3,4 Cu 242 98 Hg 1,6 0,8 Pb 427 125 Zn 350 140

Utsläpp av uppvärmt kylvatten är ett annat viktigt miljöproblem. Kylvattenb hovet för ett fossilt kondenskraftverk är ca 33 m /s per l 000 Mwel om vattnets temperatur höjs 10 C. Värmen kan också avledas direkt till atmosfären i luftkylda torn eller avledas via slutna kylsjöar, se vidare avsnitt 3.9.

De fyra kraftverksalternativen kan ur utsläppningssynpunkt sammanfattas enligt följande.

Alternativ 1: Oljeeldat, 1 000 Mwel, stoftavskiljare och rökgasavsvavling (alternativ med mindre utsläpp).

Alternativ 2: Oljeeldat, 2 000 Mwel, utan stoftavskiljare och rökgasavsvavling (alternativ med större utsläpp).

Alternativ 3: Koleldat, 1 000 Mwel, stoftavskiljare rökgasavsvavling, låga metallhalter i kol (alternativ med mindre utsläpp).

Alternativ 4: Koleldat, 2 000 Mwel, stoftavskiljare. rökgasavsvavling, höga metallhalter i kol (alternativ med större utsläpp).

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 65

Förutsättningarna för de olika alternativen beskrivs i detalj nedan.

Alt. 1 Oljeeldat kondenskraftverk

Förutsättning: Pannor utrustade med såväl elektrofilter som utrustning för rökgasavsvavling.

I§EEi§Eê_hE!E§§êEê

Anläggningsstorlek 1 000 Mwel Utnyttningstid 6 000 timmar Total termisk 38 Z verkningsgrad Oljans askhalt 0,05 Z max Oljans värmevärde 11,2 Kwh/kg Halten koldioxid 14,5 Z

êsänâlsâêsäzskuias

Tillförd bränsleeffekt 2 630 MW Specifik bränsleförbrukning 236

tonéh

Årsförbrukning 1415x10 ton

§ê§9§28é

Genererad gasmängd 11,8 m3

noäm/äg

Total gasmängd 2 790 x 10 m norm/h O skorsten 150 C Gastemperatur, 3 Total gasmängd 4 330 m /h

êseåsmäesé

Genererad gasmängd 11,8 m3 norm/kg

Specifik utgående stoftmängd

(normalt) 10-30 mg/m3 norm

Utgående stoftmängd/h 30-so kg/h Utgående stoftmängd/år 180-480 ton

Stoftets kornstorleksfördelning antas överensstämma med kornstorleksfördelningen för kolstoft (se figur 2.3:6)

âxexsléieziéss

Svavelhalt i olja 3,5 Z Totalavskiljningsgrad 90 Z Specifikt utsläpp 7 g/kg lja Utgående 10 x 10 ton

S02/år

Kväveoxider

Specifikt utsläpp 15 g/kg olja Utgående 21 x 10 ton

NOX/år

66 Utsläpp. spridning och fororenings/miter

Specifikt utsläpp inkl. viss 3-30 mg/ton olja reduktion i elfilter _3 Utgående benzo(a)pyren/år (4-42) x 10 ton

Seléiezié Specifikt utsläpp kg /kg kol

3,4 Cg

Utgående 4,8 x 10 ton

C02/år

êyäêllämäeaéez Mängd slam från rökgasav-

svavling 300 x 103 ton/år

Mängd sot och aska från stoftavskiljare 500 ton/år Mängd sot och aska från panna små mängder

Varmvatten

33 m3/s vid 10° temperaturhöjning

5223112: Tabell 2.3:2 Massbalans för tungmetaller

gjord av IVL (Andersson och Crennfe1t,l973). Oljekvalitet: eldningsolja S och Bunker C Elfiltrets verkningsgrad för metaller har antagits vara 95 Z.

Utsläpp, spridning och jöroreningshalrer 67

Alt 2 Oljeeldat kondenskraftverk

Förutsättningar: Ingen stoftavskiljning och ingen rökgasavsvavling

Tekniska huvuddata

Anläggningsstorlek 2 000 Mwel Utnyttjningstid 6 000 timmar Total termisk verkningsgrad 38 Z Oljans askhalt 0,05 Z Oljans värmevärde 11,2 kwh/kg Halten koldioxid 14,5 Z

§:ä2§le§ê:ä:2E2i2a

Tillförd bränsleeffekt 5 260 MW Specifik bränsleförbrukning 472

tonéh

Årsförbrukning 2830x10 ton

Eêämênsé

Generad

m33no

gasmängd 11,8 m/kg Total gasmängd m norm/h

558gx10

Gastemperatura skorsten 150 C 3 Total gasmängd 8660 m /h

åeeâtmåasé

Generad stoftmängd 40 mg/m3 norm

Utgående stoftmängd/h 224 kg/h Utgående stoftmängd/år 1350 ton

Stoftets kornstorleksfördelning visas enligt figur 2.3:4

Svaveldioxider

Svavelhalt i olja 1 Z Specifikt utsläpp 20 3/ g o1ja Utgående 55x10 ton

S02/år

Kväveoxider

Spesifikt utsiäpp g/ g o1ja

Utgaende 42x10 ton

NOX/ar

åeaaesâzezsea

specifikt utsläpp 4-35 mg/tog o1ja Utgående benzo(a)pyren (11-99)x10 ton/år

68 Utsläpp. spridning och jöroreningshalter SOU 1977:63

Eeléieäié utsläpp 3,4 kg C0 /kg olja Specifikt 9,6x10 ton/år

Utgående C02/år

YêE@!âEEâEEE§l§BE

66 m3/s vid 10°C temperaturhöjning

5222112: Tabell 2.323 Massbalans för metaller

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 69

W W H m W _ M y m __ .m

m . . _ u r .

3434134,...

1 eo,

N LV _ _ _ _ fl M M _ _ . _ m u i

a _. H . å u

“Form:

.

1:1.

a m . H w .m

Gémfiz»

Jå x-

un»

. q & &

2 .-

a n

a.- - x

åns...

y å.- å ..!

n ...i m

.min :å:

4444 T. . I. w . .

W. . .

:#.1v.-:I.

. w _

two .

0:0 :So

. x A W- \ .I u z.. .

. . i.. n . . N

.. 9_ 3 ox:

...z . , . . á , u. . _ i m m Y. ._..._.:_._..:_:::. o p

CCu.C.gxr:CC—

M _ . m . L .

Hit»

.l Q w .s

;uno

.

;m6

n . _ u . u M H W _ _ U . o

w

k “ U, . u W m W m W

T.:.r,.!

. € ..«.w_.n£.,_wBw_o...eH.

u m . ä

u _ 9} _ F» W n m o

üogtoam

L..

;team

ll.

if

1.

Ȋn

.m ,

i. m

.i› - .. .5

w q .

xzznw

u

.44-uI...I..l

:|x

4 4 n Ö. o :1 n

I I.

.irafc

Jw.wm._..‘

xv“:

... . n w a . t_

anwa

ll.

IWCJ.LO‘mHO“mw.\mlNWx..OIL3.,%

T.

m. € umo_E£:V_.w»m.:...L

. - .

,l.:c7f:.G

y . . .. ..z.

noumnmfim.

:...211

...n

3144:...

. _

In _

Toa

s 2 .. 3 e 2 w w m

.En 3 ä

_ å_ E w _ _ H m _ _ u m m u _ m _ m . H M L za_

Fi ur 2.3:l› r e r f .

-§--2-_f Ka od sa tn on ra kS se fa dS

nD. 10 ös et 1.1 ns is nn Se fv öe rr se tt te

r a n o 1 .J e e 1 d

s k O! n 1L .1 8 t S F

70 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

Alt 3 Koleldat kondenskraftverk

Kolpulvereldade pannor med torr Förutsättning: botten utrustade med såväl elektrofilter som anläggning för rökgasavsvavling. Låga metallhalter antages.

IsE2i§E§_h2!2éé§s2

1 000 MWe1 Anläggningsstorlek 6 000 timmar Utnyttjningstid Total termisk verkningsgrad 36 Z Bränslets askhalt 12 Z Bränslets värmevärde 7,9 kwh/kg Halten koldioxid 14 Z Bränslets svavelhalt 1 Z

äsäaâlsâêzäzeänies

Tillförd bränsleeffekt 2 800 MW Specifik bränsleförbrukning 355

tonáh

Årsförbrukning 2130x10 ton

Qeâmägsé

Genererad gasmängd 10,7 m3 norm/kg

kol 3 3 Total gasmängd m norm/h

380gx10

skorsten 150 C Gastemperatur, 3 3 Total gasmängd 5900xl0 m /h

êseåsmänaé

Genererad 10,7 m3 orm/kg kol

gasmängd Genererad stoftmängd 11,2 g/m norm Upptagen stoftmängd i eldstadsbotten 10 Z Ingående stoftmängd till 3 elfilter 10,1 g/m norm Elfiltrets totalverkningsgrad 99,5 o Ingående stoftmängd/h 38,3 ton/ stoftmängd 50,5 mg/m norm Specifik utgående Utgående stoftmängd/h 192 kg/h stoftmängd/år 1150 ton Utgående

Stoftets kornstorleksfördelning är en funktion av kolets malningsfinhet. Under normala förhållanden kan stoftets kornstorleksfördelning antagas enligt figur 2.3:6.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 71 Svaveldioxid

Av kild svavelmängd per år 10 ton 19,2 38,3 57,5 Utgående ton/år 4260 82520 12780

S02

§!§!§9§Åé§E

Specifikt utsläpp 22 kol

kgéton

Utgående 47x10 ton

NOK/år

Benzelazezzse

Specifikt utsläpp 0,5-10 mg/tg kol Utgående benzo(a)pyren/år (1,1-2l)xl0 ton

Eeléieäié

Specifikt utsläpp 3 kg C /kg olja Utgående 6,3xl0 ton

C02/år

êxêâllâmäasées

Slam från rökgasavsvavling 500x103 ton/år

med 3 Z svavel i kol Slammets vattenhalt 25-50 Mängd stoft från elektrofilter 230xl0 ton/å Densitet . 0,8-0 9 ton/m Mängd slagg och aska från pannor 25x10

tog/år

Densitet 1,2 ton/m

Varmvatten

33 m3/s vid 10° C temperaturförhöjning

72 Utsläpp. spridning och föroreningshalter

mamma

um

nømamnaamuwa

amD

CMQHM

w

uwqavzuwm

.^uoxo0m Hmm

vem HMHHCO

Imwc«cm~«xm

uouwwmm

.umuasmmu cmsuuwm

vmum

.m

mumcxmumn

N w.mH o.mo m.Hm o.mw o.mm m.~m o.mm H.mm H.mm m.Nm m.ow m.ow o.Nm

CWHW

mwHm

mxmao

mvcmuwuumn

wvcomwub

.NuH=:umV

mxmmw›aw

HMS

um\cou mm.o ¢ooo.o qH.o .Nmoo.o mHm.o «No.0

HH.m om.o mw.o qq.o

.Euowmmw

H.o o.H o.HN H

uH«m

eH

cwmcwamnmmwz

wxmwwzaw

muHw

H

Auouamnaamuoa

Hsmmanb

um:

um\cou qHo.o wm.H oo.o m~.H ooH.o wH.~

m.H m.H o.H

mmm

0.0 Hm H.mH m.o¢

omm

.wvmumunomamu

w:mc~amuw:mEEmwo.~a

umwawcwmuuø

.mwmz

muHmmucm

møumuHm:HHmuwEw::u

mwmav wmwam umxøou H~.o mHoo.o Hq.o ooo.o mH.o H~.H mHo.o Hooo.o o.H m.o

m.Hm m.m n.mH m.mm

uHumHwu

N

møcww

wxmao

oo

HUAHMUOE

C0

uwxcou

Hm;

mcwmuøm

NNo.o mH.N mme.o mH.~ Nm.m mH.~ mH.o oN. ~m.w GWHW xuov

.wuxmmo

H.N m.Hm

muwmma

mm mmH Ham

um

uHm;:mm

ou som

OUNUEWQ

av

mcmawnmmwz

cm HOM

mcumuamslcz

vas sam Ho.o oo.o

mHwHox

m.o

mmuxmuumn

H H H H H N q .HW mo oq HN

uawwaox

wcumuamsaamuwz uwvmuwmwcHcmH«xmm

mHm.N

mam Lue mu umw

uuw .mHmH

Hmmm nu mmm

.HAUDNH maaam umw mcuwm

m we ou uu no mm mm =2 oz Hz Hm mm cw .ho .Hm

SOU1977153 Utsläpp, spridning och _/broreningshalter 73

99,9 99,8

d

KO m 7 J KO O 5

massâterstod

\J1 O

.g

UIC

accumulerad ,__m__M_”__.m-_._a.

——\ i Q ‘O _

O ._› 2 4 6 8 10 40 100 1 d pm

kornstorleksfördelning, efter elektrofilter, Figur 2.3:6 Stoftets Paulson and Ramsden, 1969. vid förbränning av kolpulver enligt

74 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

Alt 4 Koleldat kondenskraftverk

Förutsättning: Kolpulvereldade pannor med torr botten utrustade med såväl elektrofilter som anläggning för rökgasavsvavling. Höga metallhalter antages.

IsE2i§E2_hez299§£§

Anläggningsstorlek 2 000 Mwel Utnyttjningstid 6 000 timmar Total termisk verkningsgrad 36 Z Bränslets askhalt 12 Z Bränslets värmevärde 7,9 kWh/kg Halten koldioxid 14 Z Bränslets svavelhalt l Z

§E§B§l§§§E§EEEEiB8

Tillförd bränsleeffekt 5 600 MW Specifik bränsleförbrukning 710

tonáh

Årsförbrukning 4260x10 ton

§§§@§E8§

Genererad gasmängd 10,7 m3 no m/kg kol

Total gasmängd 7600x10 m norm/h Gastemperatur, skorsten 150°c 3 3 Total gasmängd 11800x1O m /h

§E9åE9êEå§

Genererad gasmängd 10,7 m3 kol ?orm/kg

Genererad stoftmängd 11,2 g/m norm Upptagen stoftmängd i eldstadsbotten 10 Z Ingående stoftmängd till 3 elfilter 10,1 g/m norm Elfiltrets totalverkningsgrad 99,5 Z Ingående stoftmängd/h 76,6 ton/ Specifik utgående stoftmängd 50,5 mg/m norm Utgående stoftmängd/h 384 kg/h Utgående stoftmängd/år 2300 ton

Stoftets kornstorleksfördelning är en funktion av kolets malningsfinhet. Under normala förhållanden kan stoftets kornstorleksfördelning antagas enligt figur 2.3:6.

Svaveldioxid

Rökgasavsvavling enligt kalk/kalkstensprocessen Avsvavlingsgrad 90 Z

Utsläpp. Spridning och jöroreningshalter 75

år 10 ton SO ton/år 8520 17000 25600 Utgående 2

Kväveoxider

22 kgN per ton kol 94 x 10 ton år NOX per

åsezesêlexzsn

utsläpp 0,5-10 kol

Specifikt mglgon

benz0(aIpyren/år (2,1-43)10 ton Utgående

Eeléiezié

Specifikt utsläpp 3 kg CO olja

/Eg

Utgående 12,8 x O ton

C02/år

êY§êll§@§E8§2E

6 o Slam från rökgasavsvavling 1x10 ton/ar med 3 Z svavel i kol Slammets vattenhalt 25-50 Mängd stoft från elektrofilter 460x10 ton/å Densitet 0,8-0 9 ton/m Mängd slagg och aska från pannan 50x10 to /år Densitet 1,2 ton/m

Varmvatten

66 m3/s vid 10° C temperaturförhöjning

76 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

mv

som

uamnauo

cm

comummwcwmuo

vas

.uw«H:m

E0

mmuxmuuwn wwmuwuwmH

I

.çnma

mumuumxmmm:

um

nmvmummmcwcmH«xmm

ImwcmamHmxm

mm oma Hmm

.nanm

C.O..nmm«EEOO

mo

cmwum

wcwcaamumcmeemmuzumumuufla

vmuw o.Hm m.Nm

um:

o.om o.wo o.mm o.mm o.mm o.mm m.mm m.Nw m.om o.ow o.qw

cmuw

q.m ma

mcuwmcmamnaamuma

N

om

mamma

www:

mumuams

:oo

mxmmwzaw am«uum=wcH

mw:mHHm:uwwcwo\cN

wvcmmwub

mm

um\:ou m.HH m.HH mo.o mn.m m.m~ oo.o o.qH omm mmmwn

e.N mqfi Hmm

umwavmuom

om om m.m no

.co was

.w

pmm

muzm

.m

umm«ma: wcmvum

mxwmwaaw

uwwwucwmom

aammmmb um\cou uouwwam

uum

q.m oNH mmm mmm oo.o mom .HH mum q.mN H.mm mac mmm Nmmm uamm

mcumuamsaamuoz

ce

.umuH=mww mcmmucm

Hmuoaamm

mmma

.uHm::cN

mwHm

wwwam um\:ou w.~m n.nN qoo.o o.mq qo.o

r—uHN®3EOEEOU

~.e m.o Hmm cog w.o m.q “ma mug new

MXHHO

mv

.nmHnwq

.Euowmmw

cmmcmcwwmacm

pmm

.www

:w«wcm ummw

HUAHNUUE vwum

um\:ou

a

:oo

m.w ena om~H owe «.0 owq m.~H Hem »NH o.~q mmo owmfi «Nwq

u«umHwu

qw

GWHM

N

um:

.Emm Hamu

om

uamwccwuo

wwmwaauwuuw

Hex »mv

camcms

.mvmumuwomamu

wmwm

wcmamnmmwz

OUMUEWÃ xuov

ummuwøvouua

saa ma N oq com cog m.H oofl m om om o_ omg com

.cm«Hmwum=

um

nws

.HW

cwuw

uamzuwm

.amma

muHm mxwao macaw

mnm.N

cwuamøsoz

mam . H

mzuwuamzfiamuwz uxcsmmwcwwus

mumaox

mu

umaamuwz

»mn

“mam

.uwaamume mcwmuam

mmm

HHQQNB «seam ^omHmoV .aox .mnxmwo

m uu ou no so w: mm az oz az am mm :N :ma

Utsläpp. spridning och f ároreningshalter 77

umvawaox

omm

onm oem mha coq

amzz

~H-o~e

oom»m.mo mH~nH.H oom-«.mN m.N-mm.o oNo-m.m

omq-om H-omm qumma m~-no~

;\w

zm m»qm

ooo N

a

uwcowmmweoaamuwz

uuw

com

cwuw

~.m-o.Hv oHo-NoHv

oNH»~.m

ommumav

Hm-o.H omH-mH oqfiuom

mm-H.mv onfipmwv

AH ~-~.m

umaamuwa

m

~-Ho.o oomumo m.H-m.o ooH-~N oH-oo.o omH-N oom-q

zm mfiua aqua om-H

umuamwonuxwaw

umcowwmwaw

w\mz

uwuamsaamumz -H.o-mHo.ov

¢.qHaN.o q.wH-o.o q.nHum.H

wvwcxmumm

m.mm-m.m

vms

oHH-m.o

m.o-H.ov qmmuofiv m.m›m.ov

oouoflv

qH

uuomumw

nmum.w

may

xuwuwmux

amma mmm

Hawnwe

m nu oo po mm mm az am om nu

78 Utsläpp. spridning och föroreningshalter sou 1977;6g

2.3.2 UPPVÄRMNING

Med ledning av energiförbrukningen för uppvärmning av bostäder och övriga lokaler kan bränsleförbrukbestämmas och emissioner av olika ämnen beningen räknas, se tabell 2.3:8.

Tabell 2.3:8 Energiförbrukningen för uppvärmning av bostäder och övriga lokaler 1975 (SOU 1974:64-65)

uttryckt uttryckt i i milj. ton

Övrig

131,7

Prognosen över Sveriges framtida energiförsörjning för enligt tabell 2,3:9 har beräknats uppvärmning med utgångspunkt från energiprognosutredningen (SOU 1974164-65) och Värmeverksföreningens uppfattning om utvecklingen för fjärrvärmeanslutningar Kraftvärme 1975). Som framgår av tabellerna (ur väntas en kraftig ökning av el för uppvärmning av våra bostäder. 1975 svarade elvärmen för ca 6 Z av den totala tillförda energin medan för alternativ med full kärnkraftsproduktion, motsvarande A, siffra uppgår till 26%, fjärrvärmen l975 uppgick till ca 14 Z av den totala tillförda energin medan anser utbyggnaden kan ske i Värmeverksföreningen sådan takt att fjärrvärmen väntas svara för ca 402 av landets värmebehov för uppvärmningsändamål 1985.

I alternativ B, utan kärnkraftproduktion, har i direktiven från energi och miljökommittên framkommit att direktverkande elvärme vid nybyggnad efter 1976 reduceras och ersätts med villapannor. Elvärmen väntas då uppgå till 28 TWh.

från av bostäder och övriga Utsläppen uppvärmning lokaler har med hjälp av uppgifterna i nyss nämnda tabeller och tabell 2.533 (emissionsfaktorer) kunnat beräknas, se tabell 2.3:lO,

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 79 Tabell 2.3:9 Prognos över energiförbrukningen för uppvärmning av bostäder och övriga lokaler 1985 alternativ A alternativ B

varav produktion i kraftvärmeverk 25 2,2 53 4,7 Eol-2 0 0,0 O 0,0 Övrig upp-

och lokaler 1975 och 1985 (ton/år)

alternativ A alternativ B 1975 1985 med kärn- 1985 utan kärnkraft kraft

Svaveloxider 218 000 156 000 164 000 Kväveoxider 55 000 58 000 77 000 Koloxider 6 200 5 200 6 100 Kolväten 4 000 3 800 4 300

2.3.3 TRANSPORTMEDEL

2 . 3 . 3 . l Bilparkens utveckling

För beräkning av personbilbeståndets utveckling har den prognos som industrins utredningsinstitut publicerade 1972 använts (Industrins utredningsinstitut, 1973) Den har hittills visat god överensstämmelse mellan prognos och utfall.

När det gäller att beräkna utvecklingen för lastbilar och bussar har vissa uppgifter hämtats ur Energiprognosutredningen 1985-2000 (SOU 1974:64-65). 1 de fall där inga uppgifter på utvecklingen kunnat erhållas har förutsätts att den följer samma trend som under föregående tioårsperiod. Detta gäller för dieseldrivna bussar och lastbilar.

I tabell 2.3:ll redovisas det totala bilbeståndet för Sverige 1985.

80 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

En uppdelning av personbilar för olika årsmodeller har varit nödvändig att genomföra, beroende på olika avgasbestämmelser för årsmodellerna. Den genomsnittliga livslängden hos fordonen har antagits vara samma som idag, nämligen 14 år. Fördelningen redovisas i tabell 2.3:l2 enligt (AB Bilstatistik, 1975)

Tabell 2.3:ll Bilbeståndet i Sverige 1975 och 1985

1975 1985 Personbilar, bensin 2 666 000 3 708 000 Personbilar, diesel 94 000 120 000 Bussar, bensin 3 000 8 000 Bussar, diesel ll 000 10 000 Lastbilar, bensin 72 000 72 000

parken har också utförts varvid Statens Vägverks av den genomsnittliga körlängden och beräkningar bränsleförbrukningen för olika fordonskategorier använts (Statens Vägverk- Transportnämnden, 1976-08-Ol).

Den genomsnittliga körlängden och bränsleförbrukhos olika fordonskategorier anges i tabell ningen 2.3:l3.

Tabell 2.3:l3 Genomsnittlig körlängd och bränsleförbrukning för olika fordonskategorier

Körlängd Bränsleförbrukning

Utsläpp. spridning och jöroreningshalter 81

2.3.3.2 Trafikarbetsutveckling

Trafikarbetets utveckling har bedömts på följande sätt. Man kan inte räkna med att trafikarbetet ökar i samma proportion som antalet bilar. Undersökningar i Stockholm 1955-1975 visar att en ökning av antalet bilar med 40 Z ger en tioprocentig ökning av trafikarbetet i innerstaden. Samma förhållanden torde gälla för perioden 1975-1985. Däremot är det realistiskt att räkna med att trafikarbetet i ytterområdena och på landsbygd ökar i samma utsträckning som antalet registrerade bilar.

2.3.3.3 Emissionsfaktorer

Det har inte bedömts troligt att ytterligare avgasrenande åtgärder utöver vad som redan vidtagits i Sverige kan påverka utsläppen nämnvärt under perioden fram till l985. Förbättrad avgasrening kan bara införas på nytillkommande fordon och det tar därför lång tid innan de slår igenom i praktiken. .

De emissionsfaktorer som använts vid beräkningarna av föroreningarna från motorfordon framgår av tabell 2.3:14. Huvuddelen av uppgifterna har erhållits från faktiska undersökningar vid bilavgaslaboratoriet i Studsvik och vid Svensk Bilprovning (Egebäck, 1973; Tejle, 1976L

Tabell 2.3:l4 Använda emissionsfaktorer för personbilar vid beräkning av halten på trafikerad gata

1975 1985 42 g/km 23 g/km ECO ECH 3,8 2,4 N 1,8 1,5

ENOX

För dieseldrivna lastbilar och bussar har antagits =13 g/km, g/km och =22,0 g/km. För

EC ECH=3,4 EN

benzo(a)pyren, svaveldioxid och gly har använts de

emissionsfaktorer som anges i tabell 2.5:3.

2.3.3.4 Emissioner

Med användning av de data som redovisats ovan har totala utsläppen från motorfordon i Sverige beräknats, se tabell 2.3:15.

82 Utsläpp. Spridning och föroreningsha/Ier

Tabell 2.3:l5 Utsläpp från motorfordon i Sverige 1975 Och 1985, ton/år

x) Vid en blyhalt av 0,14 g/l bensin

2.3.4 SVAVELDIOXIDUTSLÄPP I SVERIGE

För att kunna bedöma nedfallet av svavelföroreningar har en regional fördelning av svaveldioxidutsläppen utförts. Naturvårdsverket har tidigare beräknat den regionala fördelningen av svaveldioxidutsläppen i ett rutnät (1/2° long, 1° lat) (suv PM 380).

Denna utredning har bearbetats för att gälla förhållandena 1985. Till grund för beräkningarna ligger de bränsleprognoser som tidigare redovisats i avsnitt 2.2 samt uppgifter om bostadsbeståndets utveckling (SOU 1975:96). Vidare har Sveriges tätorter antagits ha den fjärrvärmeanslutning som Svenska Värmeverksföreningen prognostiserat (Svenska Värmeverksföreningen, 1971). De s k processutsläppen från industrier har antagits vara halverade fram till 1985.

Emissionsberäkningarna har utförts för de två alternativen med och utan kärnkraft, som redovisats i avsnitt 2.2.1. Statens Industriverk har bedömt vilka städer som i första hand kan komma ifråga för kraftvärmeverksutbyggandet (Statens Industriverk 1976:3). I övrigt har vi antagit att utbyggnaden följer den plan som Värmeverksföreningen antagit.

Vid beräkningarna har emissionerna från de fossileldade kraftverken antagits uppgå till 4,67 kg svaveldioxid per producerad kwh el, motsvarande ett svavelinnehåll i tjockolja på 1,0 viktprocent. För övriga källor har svavelhalten i tjockolja antagits vara 1,0 viktprocent och tunnolja 0,3 viktprocent. Resultaten av beräkningarna framgår av figurerna 2.3:l6-2.3:19.

2.3.5 METALLUTSLÄPP TILL LUFT I SVERIGE FRÅN FÖRBRÄNNING AV FOSSILA BRÄNSLEN

Som utgångspunkt har använts uppgifterna om bränsleförbrukningen i Sverige i avsnitt 2.2.2, tabell 2.225 samt data om blyutsläpp i avsnitt 2.3.3. I fråga om metallhalter i olja har använts ovan nämnd undersökning. Ifråga om utsläpp från kraftverken har uppgifter i avsnitt 2.3.1 använts. Resultatet av beräkningarna framgår av tabell 2.3:20.

Utsläpp, Spridning och föroreningshalrer 83

\1

F7

(20

40 480 1600

x

g

E 30 1300 9400 2000

kf?

J (

Jgfiflxxj

60 3400 59300 T°ta1“t$1äPP 806 000 ton/år ? r-J

WW

w L

1720g;333100

9000 / V

39 00 18600 14400 900 V

2450 67900 113 j/

24302-\_\å?0f0

Figur 2.3:16 Utsläpp av svaveldioxid, 1972 (ton)

84 Utsläpp, spridning ocfp/örøreningshalrer

4100 300 8800 5500

ñO

Ly“

610 11300

7-’

E 4600

i ‘

1e\‘0§\j

1600 30400

30)

00 23200 331700 900

f* 1,43%

i

/ JMN1 5 Q:;7 Totalutsläpp

493 000 ton/år

i Ffir

1 890 2230cc? 6700

4 f) /f S

c:\.

8600;

3 00

?250á

10200 J V

37800 O

12400”

\ 6::/5

2090;z—.,87g;‘

Figur 2.3:17 Utsläpp av svave1dioxid,1985 (ton) Alternativ A (full kärnkraftsutbyggnad)

Utsläpp, spridning och /broreningshaIIer 85

I

V 20

r 6100 1200 130

50 130 80 00 _,_,./

20 280 250 1 100 2500 //

20 150 300 970 1700___ -

l F____

10 4400 300 9300 6200

:i:20

200 800 2 00

K

Totalutsläpp

900 4600 2400 715 000 ton/år e ..._-__.-_ l

3A

1600 31900 /

00 23700 33400 700

947%

o

m

«J

*JM

lâüáwám

7200 a

z/ C’

6 V

6 00 11600 26

\ 39100 \

4310 € ?

50900 0300

2.3:18 Utsläpp av svaveldioxid, 1985 (ton) Figur Alternativ Bl (inga kärnkraftverk i drift, lokalisering av fossileldade kraftverk enligt figur 2.2:2)

86 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter

A

ML

i_

20 _—_:-—

20 150 r___,_

gm

4400 300 V‘

§20

200 800 2 0

1%

900 4600 2400 Totalutsläpp 715 000 ton/år

30% 7%

1600 31900

X

f

663W

4000 00 °

1 3%?

r/L/

?§54

23600 7200 Q 7

i

600 11600 260

65100f

v

my

15:?

39100 A

229;Z 3.1.5

L

2.3:19 Utsläpp av svaveldioxid, 1985 (ton) Figur Alternativ B2 kärnkraftverk i drift, lokali- (inga av fossileldade kraftverk enligt figur 2.223) sering

Utsläpp. spridning och _föroreningshalter 87

H\nm

w oNH

qH.O

uwaamHmu=

m

xum

pHHg

uHm:muuH:mE0:ww

mHHwm0H Hmomm

H\nm

wvmwHmHox

HH o

mg «H mm mm mm

oem

«N

oHo oHN com

oemfi w

m

cm mm.o

vme

Hmomm

Hm q m w m q m

mm mm ma

omH owH omm

wcHccmuauwH

mus

umuummusumm

xuw

.=Hm:og Hwxcou

m

:0Hux:v0umuwmuxHm

mo.o

cmuw

H

Hmomm

HN m w H m N m N N

“Hm owH

vHommHo

oNoH

Am

mmmH

wwHuom uwHHcm

vme m.o mo.o

HH

Hmomm

N N w m m m N HH

owN

ommH

H

xumuHmux:umx uuuHm:HHmuwE umuHm:HHmuwE

ammHmu:HHmuwz

“Ha H m.o H oo.o

Hmomm

o m N m

omm

NH H

omm

w=H:mHHxmmuwoum

m=HcHHHxmmuHoum

uwHH=m vas

mwwa

um\cou

mmm:

oNm.N

oom

H m.o q H q mo.o H N owH H NH omm o vmê UOE

mNmH

.cwHm:mun

emu: umz Hoz Hoz

HHmnmH awmmmm umHpm

m uu oo uu so mm az oz Hz -pm cm AH HN Am Ac

88 Utsläpp, spridning och föroreningshalter sou 1977;53

2.3 6 TEKNISK UTVECKLING TILL 1990

Som av föro-

framgått ovanstående släpps betydande

reningsmangder ut till atmosfaren vid användning av fossila bränslen. Även stora mängder avfall bildas. De väsentliga källorna är kraftproduktion, bostadsuppvärmning och trafik.

En av den tekniska utvecklingen för en bedömning av utsläppsförhållandena efter 1990 uppskattning måste bli osäker. I fråga om kraftproduktion med i kondens- eller fjärrvärmeverk kan man förutolja se en minskning av kväveoxidutsläppen med bränningstekniska åtgärder. Vidare kommer mängderna slam från rökgasavsvavling att minska beroende på att återvinningsprocesser blir tillgängliga. Om denna utveckling inte kommer till stånd kommer dock att bli så utvecklade att stabiliseringsmedel slammet kan hanteras som ett fast avfall och användas för t ex utfyllnadsändamål.

I om användningen av kol som bränsle är utfråga vecklingen mer svårbedömbar p g a att erfarenheter av av kol i stor skala ännu saknas i användning Nedanstående tabell har gjorts inom Sverige. nämnden för och är en energiproduktionsforskning bedömning av genombrott för kolkonverteringsprocesser. Tekniskt genombrott har därvid satts lika med prövad demonstrationsanläggning.

Process Tekniskt 1:a kommergenombrott siella anläggning

Direkt kolpulvereldning med stoftavskiljning och rökgasavsvav- Finns Finns ling Kolpastor för utnytti 1930 1983 jande oljebrännare Direktförbränning i fluidbädd, små effekter 1930 1933 Gasturbin med fluidbädd 1980 ? Avancerad fluidbädd med hög svavelavskiljning och låg

NOX-bild- 1985

1982 ning Lågvärdegas med fluid- 1935 1990 bäddsförgasning Gasturbin med avanfluidbädd 1985 1990 cerad

Utsläpp, spridning och jöroreningshalter 89

Process Tekniskt 1:a kommergenombrott siella anläggning Mellanvärdegas + koks via partiell förgasning i syresatt fluidbädd 1985 1990 Högvärdegas 1983 1993 Solvent refined coal, SRC 1983 1993 bränslen 1985 1995 Flytande MHD för kol 1990 1995

Det är troligt att förbränning av kol i fluidiserad bädd i anläggningsstorlekar upp till något eller hundratals Mwel kommer att vara kommernågra siellt 1990. Dylika enheter kan givettillgängliga vis slås till större enheter. En sådan teknik ihop innebär en reduktion av utsläppen av kväveoxider med minst 50 Z jämfört med de siffror för dagens teknik som angivits ovan. En minskning av utsläppen av kolväten bör även erhållas. Det polyaromatiska bör därvid anmärkas att emissionerna av de senare i dag är dåligt kända. Mycket stora skillnader finns på uppgifterna i litteraturen. Vid förbränning i fluidiserad bädd kan man även avsvavla varvid ett torrt relativt lätt hanterbart avfall erhålles. av torr substans är dock av samma stor- Mängderna leksordning som med skrubberteknik. Slangfilter byggs redan i dag för mindre koleldade anläggoch bör redan inom ett par år kunna installeningar ras på stora enheter över l 000 Mwel. Slangfilter möjliggör en begränsning av metallutsläppen (dock kvicksilver) med ca 50 Z jämfört med de siffror ej som presenterats ovan. Siffran S0 Z är en bedömning då mätunderlag saknas.

Av tabellen ovan framgår att kolförgasning kan vara en aktuell teknik på 90-talet. Ifall den är ekonomiskt konkurrenskraftig går i dag inte att uttala om. Det kan dock konstateras att denna sig teknik långtgående begränsningar av samtmöjliggör av ovan diskuterade föroreningsmängder till liga atmosfären svaveldioxid, kväveoxider, polyaromatiska kolväten, metaller och kvicksilver.

Både vid förbränning och förgasning av kol får man stora mängder metallhaltig aska och slagg. Två finns för att lösa problemet. Av tavägar bellen ovan framgår att behandling av kol med s k solvent refining kan bli aktuell på 90-talet. Denna förbehandling av kolet ger minskat askinnehåll och därmed mindre avfall. En reduktion av svavelhalten i kolet kan även erhållas. Den andra är av avfallet så att det kan vägen behandling

90 Utsläpp, spridning och jöroreningshalrer sou 197753

återanvändas, åtminstone som vägmaterial e d. Försök med dylik teknik pågår i flera länder.

För anläggningar för uppvärmning kan förutses en fortgående utveckling av fjärrvärmen. Det är tveksamt om man med dagens teknik kan acceptera koleldade fjärrvärmeverk, men med den tekniska utveckling som skisserats ovan kan det bli möjligt i framtiden. Någon väsentlig förändring av utsläppen från mindre uppvärmningsanläggningar eldade med olja väntas däremot inte. För uppvärmning kan givetvis andra energislag än fossila bli aktuella men den möjligheten behandlas inte i denna utredning.

I fråga om utsläppen från motorfordon kan regler om förbättrad avgasrening endast införas på nya bilar. Det dröjer därför lång tid innan reglerna slår igenom i praktiken. En i sammanhanget väsentlig erfarenhet är att måluppfyllelsen då det gäller avgasbestämmelser i praktiken visat sig mycket dålig. Större utsläpp än de som fastlagts förekommer ofta även vid nästan nya bilar. En försämring sker också allteftersom bilen blir äldre. Utsläppen från bilar har totalt inte minskat trots åtgärder p g a bilparkens ökning. Den tekniska utvecklingen de närmaste åren torde inriktas på avgasreningssystem som inom ramen för gällande bestämmelser bättre tillgodoser redan uppställda mål. I bl a Nordamerika och Japan gäller redan nu avsevärt strängare avgaskrav än i Sverige. Dessa tillgodoses med annan reningsteknik, i huvudsak katalytisk efterförbränning. Sådan reningsteknik kräver speciellt motorbränsle med bl a mycket låga halter av bly, svavel och fosfor. Genom s k trevägskatalysatorer och lambdasondssystem har mycket hög reningsgrad uppnåtts, även 95 Z avseende koloxid och kolväten och över 90 Z avseende kväveoxider. Reningssystem av denna typ kostar ca 5 Z av bilens kostnad. Möjligheterna att i Sverige isolerat införa förbättrade reningssystem på bilar begränsas i viss mån av att vissa tänkbara långtgående åtgärder kan skapa tekniska barriäreffekter gentemot länder i vår omgivning t ex i fråga om tillgång på bränsle med speciell sammansättning. Detta kan begränsa möjligheterna eller öka kostnaderna för att bruka sådana fordon utanför Sveriges gränser. Utredningsarbete i syfte att finna förslag till vidare åtgärder på bilavgasområdet i Sverige har nyligen initierats. Med tanke på erforderlig tid för utredningsarbetet, omställningssvårigheter m m torde de åtgärder som kan komma att genomföras, som en följd av detta arbete, inte få någon större betydelse inom tidsperioden före år 1985.

SOU 1977168 Utsläpp. spridning och fdroreningshalter 91

2.4 HALTER AV LUFTFÖRORENINGAR

2.4.1 HITTILLSVARANDE UTVECKLING OCH NULÄGE

I SVERIGE

Äldre av luftföroreningar i Sverige sakmätningar nas i stor utsträckning. Vid l960-talets början luftföroreningsproblemen och vissa uppmärksammades i ett antal orter i Sverige. mätningar påbörjades Svaveldioxid är den förorening som man hittills

studerat mest noggrannt.

När det andra föroreningar som kväveoxider, gäller kolväten och koloxid, d v s sådana luftföroreningar som i stor utsträckning alstras av motorfordon, finns mer omfattande mätningar. De har i de inga flesta fall utförts under kortare perioder och under Mätningar i Stockholm vanligtvis högtrafik. har dock utförts under en längre period.

I det en beskrivning av uppmätta halföljande ges ter i Stockholm, Göteborg och Malmö.

2.4.1.1 av svaveldioxid och sot Mätningar

Svaveldioxid- och sothalter har registrerats i ett flertal orter i landet. I allmänhet uppmättes de halterna i slutet av 60-talet. Man har sehögsta dan dess haft en vikande trend i de centrala delarna av städerna. Detta beror delvis på att begränsav svavelhalter i eldningsolja har införts ningar men även att fjärrvärmeanslutningar i de centrapå la delarna av städerna successivt har utökats. Ett hur svaveldioxid- och sothalterna har exempel på förändrats framgår av figurerna 2.4:l-2.4:3 (Göte- 1975; Persson, 1973; Stockborgs Hälsovårdsnämnd, holms Miljö- och Hälsovårdsförvaltning, 1976).

2.4.1.2 Mätningar av kväveoxider, koloxid, svävande stoft och ozon

i Stockholm påbörjades hösten 1968 Mätningar i Studsvik, okt l970). Fyra plat- (Bilavgasgruppen ser i staden som man bedömde vara mest ututsågs satta för luftföroreningar från motorfordon. kravet att de låg Samtliga mätplatser uppfyllde vid en med tät trafik och att det fanns ett gata

92 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

trafikfritt område i närheten.

De föroreningar man mätt är svaveldioxid, koloxid, kväveoxider, sot och stoft. Samtliga dessa föroreningar mättes vid en och samma plats. Kontinuerligt registrerande instrument har ingått i utrustningen.

En mätstation av den storlek som beskrivits kräver ett visst utrymme, varför mätningar har företagits från husvagnar eller lokaler vid gatan. Detta medför en viss begränsning vid val av mätplats. Många gator med tät trafik har så smala trottoarer att det inte finns plats för en husvagn. På sådana platser har man därför placerat mätinstrumenten i en lokal invid gatan. Vid koloxidmätningar i gatuluft som har företagits på detta sätt, har åtminstone i något fall kunnat uppmätas högre halter än vad som kunnat spåras vid platser med utrymme för husvagn.

Resultatet av mätningarna redovisas i tabellerna 2.4:6-2.4:9. Värdena avser resultat uppmätta invid körbanan. De mätningar som redovisas för Malmö (Malmö Hälsovårdsförvaltning, 1971-1974) har skett periodvis under 1971-1973. I allmänhet har registrerande instrument kommit till användning. Dessa har varit inrymda i mätstationer placerade vid körbanan. I ett fall har mätsonden varit placerad alldeles invid husraderna (Sallerupsvägen). I allmänhet har mätsonden befunnit sig ca 2 m över gatunivån. Som framgår av tabellerna 2.4:6-2.4:l0 har mätningarna koncentrerats till högtrafik, kl 06.00- 09.00 och kl. 15.00-18.00.

I Göteborg har Institutet för vatten och luftvårdsforskning mätt halter av koloxid och kväveoxider. Koloxidmätningarna genomfördes under 1973. Mätapparaturer har varit placerade vid trottoarkanten 2,4 m över mark, utom i ett fall (Västra Hamngatan) där mätsonden var placerad invid husfasaden. De presenterade kväveoxidmätningarna (Institutet för vatten och luftvårdsforskning, 1976) har utförts under 1974-1975 vid Göteborgs hälsovårdsnämnds mätstation i centrala Göteborg. Mätstationens provintag är beläget cirka 20 m över gatunivån. Mätningar har genomförts med ett kontinuerligt registrerande instrument. Procentilberäkningarna baseras på dygnsmedelvärden. I samtliga undersökningar har svävande stoft bestämts med High Volume Sampler- tekniken.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 93

Beträffande halten av ozon över en storstad hänvisas till en undersökning i Göteborg 72/73 (Institutet för vatten och luftvårdsforskning, 1975). Maximala halter av ozon inträffar ej alltid ovan själva staden utan på ett avstånd av 5-10 mil från staden i vindriktningen.

2.4.1.3 Uppskattning av luftföroreningshalter utifrån emissionsdata

För att beskriva halterna under en längre tid tillbaka kan man endast få en uppfattning om detta genom att se hur utsläppssituationen har förändrats. Detta kan oftast beräknas i efterhand genom indirekta metoder. Svaveldioxidutsläppet i Sverige 1949-1975 framgår av tabell 2.4:ll. Svaveldioxidutsläppen för Europa 1900-1970 genom förbränning av kol och olja framgår av figur 2.414 (Norsk Institutt for Luftforskning, 1976)

Ett annat sätt att försöka beskriva föroreningsnivån är att se hur trafikarbetet i storstäderna har utvecklats under åren. Figur 2.4:5 visar utvecklingen i Stockholms innerstad (Stockholms Gatukontor, 1975). Som framgår av figuren kan man skönja att en mättnadsnivå har börjat utvecklats från 1970-talet. En fortsatt ökning av bilismen medför därför att trafikarbetet ökar i tätortens ytterområden. Man kan således räkna med att de halter som förekommer idag i tätorternas innerområden endast kommer att öka relativt måttligt, men att dessa halter i framtiden och tidsmässigt kommer att få en större utbredning.

Den mättnadsgrad som Stockhom uppvisar torde endast gälla för städer av samma storleksordning. Flertalet av Sveriges tätorter kan anses befinna sig i den utvecklingsfas som för Stockholms del gällde före 1970 (figur 2.425)

94 och jöroreningshalrer Utsläpp, spridning

pgnm3

100-

50 -

å

§2 §2 ål Ei §2 EE ål áå §2 Z2 ll Z2 lå li

6 1 62 65 66 67 68 69 70 71 72 73 74 75 Figur 2.421 Svaveldioxidkoncentration i Göteborg 1959-1 (vinterhalvårsmedelvärden) Källa: Göteborgs Hälsovårdsnämnd

psggn

150 _

100 - --

50 -

ar 67 68 69 70 71 72 73 Fä 69 70 71 72 73 74 Figur 2.4:2 Svaveldioxidkoncentration i Stockholm 1967iv1nterha1vårsmedelvärden) Källa: Stockholms Miljö- och Hälsovårdsförvaltning

Utsläpp, Spridning och fiiroreningshalter 95

/ug/m3

ux

i

i l

TJImMlIå U Itluuua

jun. juli jun. ju|i jan. ju|i jam. ju|i HW jun. ju|i jun. juli jan. ju|i jun. juli

l)(I0 1901 1902 1903 l‘)() l 1905 1900 1907 Ma /° N9 /m° morf“ 1 v v r - ~ r ^*r -~--(mo

Figur 2.4:3 Sothalter i centrala Göteborg 1960-1975 (månadsmedelvärden) Källa: Göteborgs Hälsovårdsnämnd

96 Utsläpp, spridning och fliroreningshalter sou 1977;53

milj ton

S02 ’

50-

/ / /

40* / / / /

- ‘ I a I 1 I n 1900 1910 1920 1930 1940 1950 1960 1970

2.4:4 av svaveldioxid i Europa från förbrän- Figur Utsläpp n1ng av fossila bränslen Källa: Norsk Institutt for Luftforskning

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 97

Antalet fordon per dygn

500 000

L|||

450 000 \

:av:

400 000 / \=eø

[III

350 000

300 000

IIIIIIIIL

250 000

[lll /i

200 000 A

lll

150 000 1 l

050%

l I

100 000 äme

s

[All

50 000 ,

1§43|{95bf953f96b"f96å"f97ö"f9 5

Figur 2.4:5 Utvecklingen av trafikbelastningen i Stockholms innerstad 1945-1975 Källa: Stockholms Gatukontor

Innerstaden ======== Citysnittet

98 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter

mwEEHu

uuHmHuuoe

~\H om «« Hm mo m« N« Nm om mm mm H« «« mm N« N« mm «m «N om mm Ha

xmz

muonuumo

om mm ma Hm om mm «N mm «m mN Nm NN NN mH «N «m m« Nm «N «N Hm Hm

umaqucwuoum

mm om HN NN HN «H mm NN mm NN HN «H mH HH mH oN NN oN «H NH NH mN

.eHo;HuoHm H

m o N m m m 0 « m m m o « o o om ma HH HH oH oH «H

pmwcwcuwsvwxoaox

Iume

om om mm Hm mm mm

Hmwwv

NN HN NN Hm «N NN NN NH «H Nm NN «N NN «N NN

~muc

w

^=wwumHwvwEmwEEwu>HmLV

we mo mo mo oN wo mo mo mo mo oN mo mo mo mo mo oh oN we om mo

wcmcaamumcmeewm

nam emu Nae Has

namnge

awmlwsm Howucmm Hxouaom HmN-=mN Hamuums o=-HHo HwsuHoH m=m-H=N o:-HHo Hamuums a=N-Nms

=«N-wo Ham-mo

Nmsnuaw HHo-mmm uou-o=

Hm

own Hae omv

^ME\wEv

oH.N

mumHmumE\uuo cmumwmwcsx uwuxmunHww:m =mHmmmew;uHHH

mean:

Eaozxooum cmumwumo

HHwnwH cmHa

:oo

Utsläpp. spridning och jöroreningshalter 99

mwfifiwu

uuumHmuma

m.w å

N\H mm om aw ma od «N Ha V .Nm ma mm NN oc Ha am

xmz

m._ N.o E

mm mm ma NN ma HH ofi v .eg NH Am ma om Nm om

uwawucmuoum

.

m.” o.w o.o m.m 3 m.m n.m

mm na NH ca oa v ma NH «H og Ha

.

m Q N ~.H q.m o.~ o.~ q.N E m.N ~.~ N.~ q.~ q.~ o.H o.~

om V v

luwñ

m m m w w m

ea NN NN NN om ao «H «H m

umwmu

oN~

Hmu:

mo mo om

^mvumaovmEmwEEwu>amnv

saw qN\m~

AcmwumamUwEmmEE«u>Hm:v

um Hm Nm mn mn mm m an mn mp MN mn mn

ammlwzm uwu»o=

Ax

.muuow

c

cm

^xM«H

smummcemm

:

cmummmusum

o om

mmm

cmumwummøm

cmumwmemnvwum xmwummmamuwec wwmmmuonmHmwuH awmsmmwmwmm

mwwmmm:umHHmm

q.N

Ill! mumHaumE\uHo cmmumHammm cmummfifimuuwm

m

=mmmAonoz x=wwwHopoz =wmmamnoz wuonmumo cmummxumm

w

muumm

Hampus mean: swam

au

mn©

100 Utsläpp. spridning och föroreningshalter

mweewu

~\a omoo omom omom ommo omom omoo omou ommm oooo omom omom

^me\meommmo

LOO

xmz mvpm

wuonmumu

oom omm mm ommo ommo oomo ooom ommo ooom ooom ommo ooom

muoomumo

aEaOSMUOuw uwafiucwooum

omm oom omm M mm omoo oooo ommo ommm omoo omho oomo ommo

vwxofiox

om omm omm omm oom omm omm omm coo omm omm omm Hmww

umw:«:umEv«xowm>x

name

N

:mwum~wwwE..wnmEEwumuum

amuc umwmw

om om om NN NH mo om om om om

“Hm; om OH ow om ma ma ma m mo om mo mo mo mo mo om om mo

mom Ham emo was

cmmumo

omwucmm uxoummm Hmeuomm mmmuwsm

^:wwumHwvwEmwEEMu>HmLv

m=w-H=_ o=-uxo

wcflcaamumcmsfimm

um emo

mawfiwxmz

x: : = = = = = = = = oz

cmumwcsmz

cmumwmusum amumwpmmzm

Nu.u.N

cmummmemsoopm

E\Mn

:wmum~mmmm cmumwflflmnpwm wcHcmuoumm\uuo nmuxopommmcm

mummoumz muumm :mummxumm Eaosxuoum uompoowo :mummumo

Aamann. coum wu© mamman. m.~E.__N—z ammo

Utsläpp, spridning och jöroreningshalter 101

mmesmu

Nxm omm omm omm omm omm omm omm omm omm omm omm omm omm omm omm omm omm

oomm ommm

omm mmm

omom ommm

xmz momm

omm mm omm omm omm omm omm omm omm omm omm omm

ommm

omm omm omm omm omm omm omm omm

ommm ommm

mm

mwmmucwoomm

omm omm omm omm omm omm omm mm omm omm omm omm omm omm omm omm

omom ommm

omm omm omv omm

ommm

mm

om mm mm mm mm mm omm omm omm omm omm omm omm omm om mm omm omm omm omm omm omm omm

omv

Iume

m mm mm mm om mm mm mm mm mm mm mm om mm mm om om mm om mm om

mmuc mmmmo

mm om mm om mm mm mm om mm mm om om mm mm om

mmm mmm mom omm mms mmm

mmmacmm mmmumom

mm mmm mmm

cmm-mm

umo-oa omo-mom mma-cmm m=m-mom o=-mmo uom-o=

mm mm mm mm mm mm

emo mmmmm mmmmm

^cmvmmmmvmEmmEE«u>mm:v

^:owmmmmvwEm:w›vv

x: moz x:

Sufi

= = : = = = = = = = = moz = = = = : oz oz oz

w”.~.N

mc«:wmouwm\umo cmmmmmemcommm cmummmmmmma cmmmmwmoz mmmommmmmmm amummmmcmmo

mmmmoumm =mmmmmmoz mmmommmm: wmonmuno

I:|

S33 memmz

102 Utsläpp. spridn ing och jöroreningshalter

|Emu mmm mmm omm omm omm mmm mmm omm omm omm omm mmm omm oom

mmmm›mmmme

omom oomm mmmm mmom mmmm omom

xmz

mm

omm omm mmm mmm omm oom omm mmm mmm mmm omm omm mmm mmm mmm mmm mmm oom mmm

ommm ommm

Emosxuoum

ummwucwuoum

mm

omm mmm mmm mmm mmm omm omm mom mmm mom mmm mmm mmm mmm mmm mmm mmm oom mmm

m ommm omom

uwwmcmauwoum

om om mm

oom mmm mmm mmm omm mmm mom mom mmm oom mmm mmm mmm mom mmm mmm omm omm mmm

mmmmomme

mm mm mm mm mm om om mm mm mm om mm mm mm mm mm mm mm mm mm mm

wvømm>m

~mu:

m

mm om om mm om mm om mm mm mm om mm mm mm mm mm om om mm mm mm

mom

wcmcmmmuwømaemm

oom mms mms

momamsm mmmuamm mmaummm umouamm mmmumms mmaummm mmmumma camamme

^cmvummwvwEEmuV

ømm-mm mmm-mm ømmumm

mmøummm mmm-cmm ›o:-mmo m=m-m=m oa-mmo omo-oc

um

omm mms omm

amma

mmq.w

cmmmmmemmmmmm

meamz

mum~aum2\uuo Emosxuoum cmmmmmmasm -mmmommmmmam

mmonma ømumwuno

Loo amma

Utsläpp. Spridning och jöroreningshalter 103

gamma

|E«u Iamu

oupmHøuos møumHmøøe

q.o w.q ~.m

o.mH o.qH

N.~

com MNN owe

ofipm

away

xmz xmz

mfinmfi

om

mmm man Hmm mmm - :oo

q.m m.q m.~ m.m

m.qH

om

mouoo uwxcou

umawucmuoum

m -

o.q o.m w.~

o.~H

mm mm

omm mam mmm mwa

Q

ma\m1

ax

.mnmH-mçmA

Axuwamucwooummam

xwwmuuwms

o.N o.N

.wEHNZ

N.q o.m

o.oH

om ~.H

.

om qm

maa

Ng

med

M

mmmumm

mn H.w m.m n.H m.H ~.H m.o

nova: mmoa

oqu

umwcmcumfizan

a

mmwmvuws

m.m m.~ m.o N.~ H.~

mvuomw

om

m.ov

om 000

Hmua

od NN NN

“Noa

vmxomvawm>m

cam

tums

m

umwcmcuma

om qe «H «H «H «H

mo mo om

Human

Nm

Hmuc

ooo

wcwcaamumcmeamm

m

ud new mom ow

mm

amm-mam uwuuo=

H N

mqg

mmm

mnmamu:

auwmmm~onwHHmue cmumwmuamuxwum

muuow

=mumwmHmp«e =owmmHmuwM»mz

wumanumz =ommHwpoz =mwmHmaoz

mmafl

umvcøuw

oflo

¢uq.N oHq.N HHq.N

wumaaumzxuuo cmummmsosnmum

=mumwmHm»Hs

mama

000 Hampus mean: Hawnme Hawnmw mmH

ud NN NN nu mm mn MN Ax 00

104 LHuWpp,qpfidn ing och föroreningshalter

came

umwmv

m

amu:

mN mm om «N mm NH «N om mm m~ ca ma Hm om Hm om

umwmw

ow

mo

Hmuc

o H N o q m o o 0 o o o N N o N H

cue nam

Efiuua

nawnwa wwum

Ne om mm mm em mc me mm mm mm mm oo ma ow

oaa

wuonwuww

Noa Moa

xm:

Apaav

A

E«u|qN

c m m 0 m m m m

Iawvwfi mvum

o Ha ma «N ma HN mm NH om ma ma

M :az

HMMGHGUWEIEONO

u

m

u

Ewulqm

u

c

Hwnme mvuw

N mm ma am mm oo we om we me mm om gm om mm Nm Ho mo

amma xmz

m

o

c

umufiswmm

o

Muw=wauHnmH

mømvowumm

M

Iawwwa wvuw

NH om ma ag m mm NH AN om ma NH ma mm Hm om Nm mm

:mo

N.__n.w.N q\o

oH\Hm»cH\H HH\omuHH\H NH\HmINa\H

m\Hm-m\H o\om-o\H N\Hm-~\H w\Hm-w\H m\om-m\H N\wNIN\H m\Hm-m\H e\om-o\H m\am|n\H w\Hm-w\H

H\Hm1H\HH

q\om-q\~

wumscmn vowumm N\oH|H\na

um\m

HHQQNH. Nnaa mnma

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 105

2.4.2 DATA FRÅN VISSA UTLÄNDSKA ORTER

De flesta epidemiologiska undersökningar har utförts i utlandet varför det finns ett behov av att redovisa halter av luftföroreningar utomlands. Halterna redovisas i tabellform.

I USA har man utfört mätningar i utvalda städer, de s k CAMP-stationerna. Dessa stationer registrerar kontinuerligt luftföroreningarna och är belägna i de centrala delarna av städerna (Stern, 1976) Mätningarna har utförts 3-30 m från gatuhörnen beroende på de lokala omständigheterna. De luftföroreningar som har analyserats är svaveldioxid, kväveoxider och koloxid. I tabell 2.4:l3-2.4:l5 redovisas maximala timmedelvärden och geometriskt medelvärde under perioden 1962-1967. Mätningar av stoft - och har utförts tungmetall polyaromathalter på flera platser i USA. Stoftmätningarna sker med High Volume Sampler-tekniken. Några uppgifter om analysmetod och mätstationernas läge för tungmetaller och polyaromathalter uppges ej. Värdena redovisas i tabellerna 2.4:l6-2.4:l8.

Några typiska värden över luftföroreningssituationen i Ruhrområdet visas i tabellerna 2.4:19-2.4:22. För svaveldioxid och stoft redovisas högsta och lägsta årsmedelvärde under 1964-1972 gamt 97,5 procentiler för årsmedelvärdena (OECD, 1973). Stoftmätningarna har utförts med High-Volume Sampler-tekniken. Beträffande tungmetaller redovisas endast årsmedelvärdet 1974 (Minister für Arbeit, Gesundheit und Soziales des Lands Nordrhein-Westfahlen, 1975). I tabell 2.4:22 redovisas benzo(a)pyrenhalter för två orter i Tyskland (Minister för Atbeit, Gesundheit und Soziales des Lands Nordrhein- Westfahlen, 1975) Det bör observeras att nivån på halterna skiljer sig avsevärt från uppmätta värden i USA (tabell 2.4:l8). Det finns anledning att tro att skillnaderna till viss del beror på provtagningsteknik och analysförfarande. Exempel på svaveldioxid och sothalter i England redovisas i tabellerna 2.4:23-2.4224 (Warren Spring Laboratory, 1976). Sotmätningarna har utförts i enlighet med OECD-metoden. Under perioden 1958 till 1974 har luftföroreningssituationen hela tiden förbättrats. Tabellerna anger förhållandet i de mest förorenade områdena i England. Figur 2.4:25 anger benzo(a)pyrenhalter i centrala London 1950-1973 (Commins, 1976). Under den perioden har förbränning av kol i små eldstäder kraftigt minskat;

106 Utsläpp. spridning och föroreningshalter

Uppgifter om några särskilda substanser skall även nämnas. Det bör därvid framhållas att en mångfald föroreningar förekommer i stadsluft särskilt på gatunivå. Här nedan räknas endast de mest diskuterade upp.

Bland nitrosaminer har dimetylnitrosamin (DMN) tilldragit sig särskilt intresse. Bildningen går via kväveoxider som med vatten i luften bildar saltpetersyrlighet (HNO ) som tillsammans med aminer bildar nitrosaminer. DMN uppmärksammades bl a vid en industri som framställde bränslen till Minutemanraketerna. I processen ingår hantering av nitrosaminer. Vid mätning av halter i till

omgivningen

denna fabrik kunde halten 1-10 pg DMN/m uppmätas. I staden Baltimore belägen i samma område uppmättes då vnden låg från staden mot fabriken 0,02-0,1 pg/m och i städerna Charleston Belle under

oâh

samma förhållanden 0,01-0,05 pg/m . I New ork City intill en motorväg uppmättes 0,8 pg/m . (Shapley, 1976). Angivna värden avser tvåtimmarsmedelvärden.

Vid mätningar i New York City har veckomedelvärden (totalhalt) av organiska klor- brom- och jodföruppmätts till 22 p /m för klor- 0,18 pg/

egingar

m för brom- och 0,02 pg/m för jodföreningar. Halten av klorväte, bromväte och jodväte uppgi k vid samma mätningar till 22, 0,12 och 0,06 pg/m (Rahn et al, 1976).

I Norge har man nyligen mätt sulfatpartikelhalten i ett 40-tal tätorter. Mätningarna utfördes under februar månad och man fann halter mellan l och 38 pg/m Som medelvärde för tätorterna anges 8,5 pg/m (Norsk Institutt for Luftforskning, ej publ). I Amerikanska städer har man som å smedelvärden allmänt halter överstigande 7 pg/m i de större tätorterna. De högsta halterna förekommer på den amerikanska ostkusten där t ex New York har årsmedelvärden på 18-28 mg/m (National Environmental Research Center, 1974; EPA, 1973 och l974L

Vid mätningar i Los Angeles (US Department of Health, Education and Welfare, 1970) har bl a nedanstående substanser identifierats.

Bensen. Genomsnittlig halt under 26 mätdagar: 0,015 ppm. Maximalt timvärde: 0,057 ppm. Genomsnittlig halt i 218 luftprov tagna vid rusningstrafik: 0,032 ppm-

Formaldehyd. Genomsnittliga timvärden vid olika timmar under dygnet låg i intervallet 0,019-0,051 ppm. Från ett års mätningar på olika platser i L.A. erhölls maximala timvärden på 0,05-0,12 ppm.

OU 1977:68 Utsläpp, spridning och föroreningshalter 107

Akrolein. Maximalt uppmätt timvärde: 0,011 ppm. De flesta mätvärden var mindre än 0,005 ppm. Vid en annan erhölls genomsnittliga timundersökning värden vid olika timmar under dygnet i intervallet 0,005-0,009 ppm.

Eten. Genomsnittlig halt i 218 luftprov tagna vid 0,060 ppm. Vid en annan undersökrusningstrafik: erhölls timvärden vid olika ning genomsnittliga timmar under dygnet i intervallet 0,026-0,122 ppm.

Nitroolefiner. Vid en undersökning kunde fastställas att halterna var mindre än 0,005 ppm.

Tabell 2.4:l3 Svaveldioxidkoncentrationen i representativa amerikanska städer 1962-1967, pg/m

x) Halterna angivna som

N02

108 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter Tabell 2.4:l5 Koloxidkoncentrationen i representativa amerikanska städer 1962-1967, mg/m3

medelvärde under perioden

i _ _ _ 7

W U .W .ü w H. .g m m. m .m mo. «N m m n .m s W m .I 109

m Nm

mo.H

.

mm.m

. a

CN o “ma w.m m.o o

^me\m1v

oo ca

Hoo.o moo.o %mm.m

.

mo.o mH.o

. a o o

cwvuwamvmEmum

N .

.Z m w_H m.# m.H ¢.H

goo

ooomo

oo

como mm.m oo.o wH.o “como qmo.o

“z o o

wwvmuw

mo.o NH.o wmmo No.9

CE o

mxmømxwumsm

w w .

mm H.H w.H o “Ho H.a o.m N.H m.~ o

H

:o H.o N.o 4.0 H.o H.o m.o qo.o oo.o eo.o mo.o

coflumuucmocoxaawuwfimcsw

uo ~oo.o moo.o mHo.o Hoo.o

moo

N~o.o woo.o ooomo

no o

nHn¢.N

mwzoa

mflcaflmumgflzm m›upo=u=nH

xuow

owmoqco wumficwocwu muc«Hu emswcfleufim mgoefluflmm

HHwpmH uwcmQ

:o uum Bwz

110 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

Tabell 2.4:18 Koncentration av polyaromatiska kolväteföreningar i amerikanska städer (åtsmede1vär-

denL ng/m3

Substans I ID Ff

Benz0(f)quin01ine Benzo(h)quin01ine

COP-‘O\l\L»Jl\>|-‘

Benz0(a)acridine

»annons

Benzo(c)acridine 11H-Indeno(1,2-b)quin01ine

hJO(DCUImLn£~bDC>O<DC>O<D

Dibenz(a,h)acridine

Dibenz(a,j)acridine JFG)

Benz(a)anthracene Fluoranthene Pyrene Benz0(a)pyrene v \l Benzo(e)pyrene Perylene »o \l Benzo(g,h,i)pery1ene Anthanthrene . N m Coronene

Tabell 2.4:19 Svaveldioxidkoncentrationer i några

ny ska städer 1964-1972, /ug/m3

städer 1967-1972, pg/m

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 111

Tabell 2.4:2l Tungmetallkoncentrationer i några tyska städer 1974

(årsmedelvärden), pg/m3

städer 1969-1974, ng/m3

iEng1and 1953-1974, pg/m3

Region Årsmedelvärden högst lägst London 233 116 &

1958-1974, Eg/m3

112 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

ng/ms

70 _

OCountyHall 60° “ ° St.Bartholomews Hospital Medical College

40V

5o*°

no OO 20,_

ooooo

10 - ‘ X 1__LIJllIJIlIlIllJI1l1_Jlll år 1950 1955 1960 1965 1970 1973

2.4:25 Benz0(a)pyren-halter i de centrala Figur delarna av London (årsmedelvärden)

Utsläpp, spridning och jöroreningshalrer 113

2.5 BERÄKNING AV FRAMTIDA LUFTFÖRORENINGS- HALTER I TVÅ TYPISKA ORTER UNDER OLIKA FÖRUTSÄTTNINGAR

2.5.1 INTRODUKTION

Det är inte praktiskt möjligt att beräkna de föroreningshalter som 1985 kan uppträda i olika svenska orter för olika alternativ av energiproduktionlanvändning. Vi har därför valt att göra beräkningarna i två modellstäder. Det är sedan möjligt att med ledning därav dra slutsatser av förhållandena i verkliga orter i landet.

De orter vi har valt har 25 000 resp 200 000 invånare och förutsättes ej ha svåra topografiska och meteorologiska förhållanden. I vad mån och på vilket sätt beräkningsresultaten kan användas diskuteras nedan i avsnitt 2.7.

Idag uppgår antalet fjärrvärmeförsörjda flerfamiljshus och övriga lokaler till ca 27 Z. De elvärmeförsörjda uppgår till ca 3,8 Z. Värmeverksföreningen har bedömt utvecklingen fram till 1985 (ur Kraftvärme, 1975) Föreningen räknar med att antalet fjärrvärmeförsörjda flerfamiljshus och övriga lokaler skall öka till 30 Z år 1985. De elvärmeförsörjda flerfamiljshusen och övriga lokaler beräknas 1985 uppgå till ca ll Z.

Fjärrvärmeanslutningen ökar mest i storstäderna där antalet boende per ytenhet är som störst. Stockholm, Göteborg och Malmö har idag en fjärrvärmeanslutning på mellan 20 och 55 Z. Kraftiga utbyggnadsplaner för fjärrvärmeanslutningar pågår i kommunerna. Kommuner med 10 000-50 000 invånare saknar idag i allmänhet fjärrvärme. Värmeverksföreningen räknar dock med att även små kommuner på sikt anlägger fjärrvärmeverk. Mot bakgrund av detta anser vi det realistiskt att räkna med en anslutningsgrad för fjärrvärme på 75 Z i den större staden och 25 Z i den mindre staden. Värmeproduktionen i städerna sker enbart via värmeverk. Städerna förutsätts endast ha industrier av typ mekaniska verkstäder, kemisk-tekniska fabriker eller liknande, d v s sådana som normalt ej ger till Större ° upphov miljöförstörningar.

114 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter

Antalet personbilar i städerna har proportionerats efter antalet invånare och den förväntade trafikutvecklingen enligt avsnitt 2.3.3. Trafikarbetet har beräknats ske till 30 Z i innerstaden och till 70 Z i de yttre delarna av städerna. Tunga fordon har antagits trafikera den större staden på genomfartsleder. Den mindre staden har inte bedömts ha någon tung trafik av betydelse.

Medeltemperaturen i har under vinterhalv-

åtäderna

året antagits vara O C.

För att kunna belysa konsekvenserna av olika kraftproduktionsalternativ har vi valt ut sex olika fall. Alternativen l-4 innebär att olika typer av storlekar på fossileldade kraftverk förläggs nära den mindre staden (25 000 inv). Kraftverken är antingen olje- eller koleldade och den installerade effekten uppgår till 1 000 eller 2 000 Mwel. Närmare specifikationer om typ av reningsutrustning, tekniska data m m framgick av avsnitt 2.3.1. Alternativ 5 innebär att ett oljeeldat kraftvärmeverk anläggs i den större staden (320 Mwel), vilket att betyder värmeproduktionen koncentreras till en anläggning. Alternativ 6 förutsätter att den större staden (200 000 inv) försörjs med värme från ett närliggande kärnkraftvärmeverk.

Det finns givetvis ytterligare en rad alternativa kraftproduktionsfall som det kan vara av intresse att belysa, men detta har inte varit möjligt inom den tid som stått till förfogande. De fall vi valt återspeglar för flera föroreningar alternativ med relativt stora resp. små utsläpp. Vi har inte ansett det meningsfullt att studera fallet fossileldat kraftverk vid 200 000 inv staden, med hänsyn till att det bedömts vara ett orealistiskt lokaliseringsalternativ.

2.5.2 METODIK ATT UPPSKATTA FRAMTIDA HALTER

2.5.2.1 Halter i modellstäderna

Målsättningen för haltberäkningarna har varit att beskriva haltfördelningen i modellstäderna så att representativa värden för en starkt trafikerad gata (30 000 fordon/dygn), innerstaden i övrigt och ytterområdena kan presenteras.

Metodiken att beräkna förekommande halter av luftföroreningar i modellstäderna 1985 har varierat beroende på förorening och källa till utsläppen.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 115

Halter av svaveldioxid, som huvudsakligen orsakas genom förbränning av olja, i tätorter med olika grader av fjärrvärmeutbyggnad har kunnat beräknas med hjälp av data från ett stort antal svenska städer (SNV, PM 637).

För kväveoxider, stoft, kolväten och koloxid är problemen betydligt mer svårbemästrade. Vi har försökt att beräkna representativa värden genom att använda två olika metoder, dels med utgångspunkt från utförda mätningar i Sverige eller på annat håll, dels med hjälp av en spridningsmodell. Mätningar av luftföroreningar i tätorter i Sverige har huvudsakligen koncentrerats på svaveldioxid och endast i mindre utsträckning på kväveoxider, metaller etc. De mätningar som utförts för de senare har endast pågått i kortare perioder. Underlaget i fråga om halter av metaller i stadsatmosfär är särskilt bristfälligt.

2_5_2_2 Beräkning av bidraget av föroreningar från motorfordon

För beräkning av föroreningshalterna orsakade av utsläppen från motorfordon har använts en förenklad Stanfordmodell enligt Johnson et al, 1973. Modellen ger möjlighet att beräkna halterna av koloxid, kväveoxider, och kolväten på en höjd av + 3 m. Två huvudfall föreligger.

a) Vinden tvärs över gatan. Man får olika halter på läsidan och vindsidan (se figur 2.5:1). b) Vinden längs med gatan. Halterna blir lika på båda sidor av gatan.

Vid denna förenklade beräkning tas endast hänsyn till vindhastighet ovan tak. Vid den fullständiga modellen tas även hänsyn till luftens stabilitet och andra meteorologiska faktorer och även till bidraget från längre bort belägna gator i vindsektorn. Vid beräkningarna har fall b) använts eftersom det får anses vara det fall som är vanligast förekommande i en stad med ett rutnät av gator. Stadens geometriska utformning har en kana1iserande effekt på vindriktningen. I fall b) utgör halten på gatan medelvärdet av de halter som kan beräknas enligt fall a).

Modellen har testats mot faktiska mätningar (Johnson et al, 1973). Vid jämförelse mellan uppmätta och beräknade halter fann man att modellen gav tillfredsställande resultat för vindhastigheter över 2 m/s. Vid lägre vindhastigheter synes modellen ge för höga värden. Beräkningarna har vidare

116 Utsläpp. spridning och _föroreningshalrer SOU 1977168

förutsatt att man har en gata med hus på båda sidor av gatan. Lägre halter kan förväntas då bebyggelse endast finns på ena sidan av gatan och då gatan är belägen i närheten av en park eller annat öppet område.

bakgrunds- r//øføføv

koncent-.____›

ra_t_io_n___ Q

vindsida läsida

f

observationsbyggnad punkt byggnad \ \

O

I W l I Schematisk bild av vindfältet i ett gatutvärsnitt Figur 2.5:1 Geometrisk tolkning av Stanfordmodellen

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 117

2.5.3 BERÄKNINGSFÖRUTSÄTTNINGAR

2.5.3.1 Bearbetning av luftkvalitêundersökningar

Luftkvalitêundersökningar har bearbetats för att ange halter av svaveldioxid, stoft, tungmetallaerosoler och polyaromater.

För att ange representativa data för år 1985 har vi korrigerat dessa undersökningar eftersom emissionen av luftföroreningarna förändras under perioden beroende på bilparkens förändring, ökad fjärrvärmeanslutning etc.

2.5.3.2 Luftföroreningshalter på grund av bilavgaser

Vid beräkningarna har antagits en 33 m bred gata omgiven av 20 m höga hus med 4 körfiler och 2 trottoarer. Kvarterslängden har förutsätts vara 200 m. Vidare har antagits att fordonsflödet på den aktuella gatan är 30 000 fordon/dygn 1975 och 40 000 fordon/dygn 1985 samt att den maximala trafiken mellan kl 16-17 är 3 600 fordon/h resp 4 800 fordon/h. Medelhastigheten har förutsatts vara 18 km/h. Den maximala 8-timmars trafiken har även beräknats, vilket antas inträffa kl 12-20: 20 000 fordon/8 h 1975 och 25 000 fordon/8 h 1935_

Vid beräkning av utsläppet på en gata har emissionsuppgifter i avsnitt 2.3.3.använts. Vidare har antagits att 10 Z av bilarna på den trafikerade gatan består av dieseldrivna fordon. Beräkningarna kompliceras av att emissionsfaktorerna bestäms med olika testmetoder för 1971-1975 och fr 0 m 1976 års modeller. För 1971-1975 används en s k ECE-test med en medelhastighet för provfordonet av 18 km/h och för bilar av 1976 års modeller ett s k CVS-prov där medelhastigheten är 36 km/h. Emissionsfaktorerna har dock kunnat räknas om så att samtliga årsmodeller motsvarar värden enligt ECE-test då medelhastigheten på gatan har antagits till 18 km/h.

Med ovannämnda uppgifter har utsläppen per meter och sekund av den betraktade 200 m sträckan kunnat beräknas och sedan användas i Stanford-modellen enligt ovan.

118 och föroreningshalter Utsläpp, spridning

2.5.3.3 Emissioner i modellstäderna

Utsläppen av olika luftföroreningar har beräknats för de olika modellstäderna för åren 1975 och 1985 med utgångspunkt från bränsleförbrukning, genomkörsträckor för olika fordonsslag och snittliga kända emissionsfaktorer. Tabell 2.5:2 anger utgångsdata för modellstäderna och tabell 2.523 och 2.5:4 använda emissionsfaktorer (EPA, 1973 m.fl. rappor- Grunddata för tabell 2.5:2 har hämtats från ter). avsnitt 2.2 och 2.3. Utsläppen av kväveoxid är angi vet som kvävedioxid, kolväten som metan. I fråga från de olika av kraftverk hänom utsläppen slagen visas till avsnitt 2.3.1.

Tabell 2.5:2 Förhållandet i modellstäderna

Större staden Mindre staden 1985 200 000 25 000 Invånare, Spec. värmeeffektbehov 7 kW/person 7 kw/person Värmeeffektbehov 1985 l 400 MW 175 MW

Anslutningseffekt, värme 1975 350 MW 0 MW Anslutningseffekt, värme 1985 1 050 MW 44 MW Hetvattencentraler 1985 6 x 100 MWe1 1 x 50 MW 2 x 250 MWe1 - Värmebehov 1985 2 940 GWh 368 GWh varav 2 200 GWh 92 GWh fjärrvärme elvärme 290 GWh 74 GWh Förbrukning av E0 3-5 1975 162 000 ton 13 100 ton Förbrukning av E0 3-5 1985 303 000 ton 21 900 ton Förbrukning av E0 l-2 1975 191 000 ton 30 300 ton Förbrukning av E0 1-2 1985 50 900 ton 20 700 ton Antal personbilar 1975 63 800 st 8 340 st Antal personbilar 1985 88 600 st ll 600 st Förbrukning av 3 3 bensin 1975 90 300 m 11 600 m Förbrukning av 3 3 bensin l985 126 000 m 16 100 m Förbrukning av 3 3 diesel 1975 9 7l0 m 570 m Förbrukning av 3 3 diesel 1985 12 800 m 730 m

Anm: 1985 avser ett läge utan kärnkraftverk i drift

_ , _ T

Utsläpp, spridning och _föroreningshalrer 119

q-oHxH.H m-oHxo.w m-oHxo.w

: :

|^mVoNcwm o-oHx^mm-qv

N

couxa

x

WxAm.oV ^xVm_mW

.

uwaamume

N~o.o NHoo.o ~Hoo.o NHoc.o

nwcse

HH.o %%Hm

Aoawcmpn

cwumHoM

m.o m.o

oq.o oq.o mm WH N

man

couxwxv

som

vaxoaox

o

om.o om.o

mm

uwemuw

Nm

mmw owa

uoflfimx

N

mxflflo

uweeoxmumw

uwoum

m.H m.o H.H H.M H.a m.o m.o pmm

nmm>M uwvmxo

m.“

mumnmmamamua

m m

om om Ha om

umawncomuwm

^x^wmv ^x^oHv Axflofiv Axfiofiv

|Hwm>m wwxowv

o o.o 0.0 o.o o 0

swam

om

mxflmwumam

uumma

mnma

m

noe

= =

Hwmmmc

wumnHmm_Hoxuo_e ummcwcwwmacm wvwuawmmaoccse mmmamuzaamuosmcøe

m.N ;oo

Has: mum

= =

ummcmcmwmflcm .umawncomumm .gmHHncowumm

pmfiamw

nmmmsm

ooa

HHonmH Hwmmmw

on-

cwmcwø mnufim .pmamn

v -cp mx

120 spridning och jöroreningshalter Utsläpp,

cnmvousmm

mnma

smuza

o.N u.m

wx mu mN

um

.ooo

uwfiamume

:masa

q.m m.e oma sou Nm qq

|mxummEum>

mumsmsH

smumHoM

um OHH oou 00m

sou q q

mxmswmv

.msuwuwum~HwvoE

vwxoaom

mm cos 000 ooN

sou

AEQAV NN NN

osu ems com oom

uwouw

M

umuxsvoumwmao

sou N N

umwcmømuoumw

uwwuxo

omm omm one

|wm>M

coq

m sou H N q

mum

Noo.o mwm«

nso.ov

vmxomc

oo.o om.o mo.o mN.o mo.o mH.o om.o o~.o

IHmm>w

om m ma cum cum emu ooN

sou

aawsoøcwaawuoewcss

N m w m

Asmamousnms

mamamua

mus

uNo.o mNo.o «moo.o

uwwuumsvsw

ouo.ov

oH.o 05.0 ~u.o mo.o

N0.0v No.ov oH.ov ou.ov

om

qum.N mm.N

wcuceumaa=umxoq

mo

.cmwcmswumm weums»mmm

Hamnma Hamnmw maamx umsum

m nu oo so so mm mm az oz am sm Hxsm «seam

Utsl(1PP. spridning och jöroreningshalter 121

I

A

m

V

n^mooNømm Iumoonamm

m q

mwmu

Q m

onswm swuzm swumm

.

omm

I

mmou mwmu :musa

o Nmq H m.u u.m o “HH N

mx mu Nm wx wx

um um um

.ooo

uwuumume

.ooo .ooo

I

umauwuwfi umuawuwfi

w m

-musa

I

omm

-mans

w.q o.u u.q u.m N.o o.o

ooN sue sou o.uu sou sou

N

mu oo «N mN

wumsmsH oumsmsH mumsmsH

swumaoM soumHoM cuumuou

q

om mu

oou oou com

Nu

omm omm

I

omm omm sou N N sou sou

.msumwwumuumooE .msuwomumHuwuoE .wCHOUNuwHHwUOE

m

oo

cmxoaox

mu

oou

ouxouom

mN

emu cow

uuxouox

ooN ooq omN oom

I

sou sou sou

N N m m

om om

om

ouu

mu

owN com oom oum

«N

ooN oom oem

uwoum uwoum uuoum

H N I u

sou N m sou sou

umwsuswuoumw umwsusououwm umwsusououwu

um

uovwxo uwwuxo

um

ooo omo omo oom omm

|mm>M

oNN omm oou omm oqm

Iwm>x |mm>z

o. I

axe sou N N m sou sou

mmmu mmmu mmmu

o.

vmxomv

mu

IHww>m vwxouw

oss omm com

Iumm>m

cow ouw

IHmm>m

com omm

qu

axoa

«mu I com .o sou q H o sou sou

m m m

nmmumun aomumu: mamumub

uwwuumavsmmem ummuumswsumaw uwmuumswsmmfim

ws«sEumma=HmxoA wsusEuwmmsumxoA

om.N nm.N mm.N

wauseumaa=umxoo

: mo mu do

wEumuumnm wEumuumnm oEumuuwmw

uumnma maamx umuum mssom HHmnmH muumx uxsu umuum meezm Huwnme muumx umamm meesm

Hxsm Hxsm

:F .

122 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

2.5.4 SVAVELDIOXID

Ovan har nämnts att underlag finns som beskriver hur svaveldioxidhalterna varierar i svenska tätorter beroende på bl a invånaretal (SNV, PM 637) Detta material har nu kompletterats så att svaveldioxidhalterna, mätt som vinterhalvårsmedelvärde, kan beräknas för olika grader av fjärrvärmeanslutning, se figur 2.5:9 (Högström, ej publ.) Beräkningarna grundar sig på mätningar i ett 30-tal tätorter under 2-3 år. Svavelhalten har 1985 antagits uppgå till 1,0 viktprocent i tjockolja och 0,3 viktprocent i tunnolja. Vidare gäller att de angivna svaveldioxidhalterna är beräknade för orter med en medeltemperatur av OOC under vinterhalvåret. Normalt har orter i mellansverige en vintertemperatur på OOC. För omräkning till andra temperaturer hänvisas till figur 2.5:9. Som exempel kan nämnas att en vintermedeltemperatur på -5 C medför att svaveldioxidhalten under vinterhalvåret ökar med 50 Z.

Svaveldioxidhalterna i ytterområdena har erfarenhetsmässigt bedömts vara en 1/2 ä 1/3 av innerstadens nivå.

(pg/m3)pphm

Omräkning till andra temperaturer: C = Co(1-0,1t) för t0°C c Co(1—0,6t) för :›0°c 0 a\9

(86) 3 25 Z

50 Z (37) 2

75 Z

(29) 1 - 00 Z

1000 10000 100000 1000000 {Ev

Figur 2.5:9 Svaveldioxidhalter, vinterhalvårsmedelvärden för tätorter med olika procentuell fjärrvärmeutbyggnad och invånarantal, pg/m3 normalisera: till 0°C

Utsläpp. spridning och jöroreningshalter 123

För att beräkna maximala dygnsmedelvärden och 99 procentiler för korttidsmedelvärden har en längre tids mätserie från Malmö utvärderats (Malmö hälsovårdsförvaltning, 1976) Vinterhalvårsmedelvärdet har satts i relation till maximala dygnsmedelvärden och 98 procentiler för halvtimmesmedelvärden. Värdena anger högsta beräknade halt under den studerade femårsperioden.

De relativa bidragen från olika källor har beräknats på följande sätt:

Bilarnas bidrag har bedömts utifrån utförda emissionsberäkningar (se avsnitt 2.3.3). Bilarna har således antagits bidra till svaveldioxidhalterna lika mycket som bidraget till emission av svaveldioxid. Detta förhållande torde relativt väl gälla för tätorten som helhet. Vid starkt trafikerade gator där ventilationen är dålig torde dock bilarnas bidrag till svaveloxidhalten icke vara oväsentlig. Någon beräkning har emellertid inte kunnat utföras. Bidraget från lokaluppvärmning och energiproduktionsanläggningar har beräknats utifrån uppi figur 2.5:9. Genom att bestämma den gifterna svaveldioxidhalten för O resp 100 Z genomsnittliga fjärrvärmeanslutning har de relativa bidragen beräknats.

De relativa bidragen från olika källor anges i tabell 2.5:10 och beräknade svaveldioxidhalter i tabell 2.5:ll. Bakgrundsvärdena som genomsnitt

gar

för Sverige antagits vara 3 pg/m .

Tabell 2.5:l0 De relativa bidragen till svaveldioxidhalten från olika källor, under vinterhalvåret

25 000-staden 200 000-staden Bakgrund 10 Z 9 Z Bilar 2 Z 2 Z Lokaluppvärmning inkl småindustrier 81 57 Z

Fjärrvärmeverk 7 WN . 32 Z

124 Utsläpp. spridning och föroreningshalter Tabell 2.5:11 Svaveldioxidhalter i modellstäderna

1985, pg7m3

98 procentilerz

för dygnsmedelvärden 140 80 180 100

99 procentilerz)

för timmedelvärden 150 85 190 100

15 vintertemperatur 0°C 2) under en femårsperiod

2.5.5 KVÄVEOXIDER

2.5.5.1 Halter ovan tak

Vinterhalvårsmedelvärden av kväveoxider ovan tak (+20 m) för modellstäderna har beräknats med hjälp av ovan nämnda utredning för svaveldioxidens variation med fjärrvärmeutbyggnaden. Med halter ovan tak menas förekommande halter i områden som ej direkt påverkas av biltrafik, punktkällor eller liknande. Eftersom intaget för ventilationsluften i allmänhet är placerad på taket av byggnaderna kan halterna ovan tak också sägas vara de som förekommer allmänt i bostäder och övriga lokaler. Därvid har hänsyn tagits till de totala emissionerna av kväveoxider, som sker på låg höjd (upp till 20 m) från lokaluppvärmning, industri och bilar. Härvid har emissionerna av svaveldioxid och kväveoxider proportionerats mot halterna av svaveldioxid. Vid beräkningarna har bortsetts från emissionerna från de större fjärrvärmeanläggningarna vars utsläpp sker på hög höjd och som bidrar mycket litet till de totala halterna av svaveldioxid och kväveoxider.

Utsläppet av kväveoxider sker huvudsakligast som kväveoxid (97 Z av hela mängden). I luften omvandlas kväveoxid så småningom till kvävedioxid. I enlighet med mätningar i Göteborg (Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning, 1976) är fördelningen mellan kväveoxid och kvävedioxid, räknat i volymkoncentrationer för ett årsmedelvärde, ungefär 50 Z kväveoxid och 50 Z kvävedioxid. Viss variation förekommer under året. Under vinterhalvåret är kvävedioxidandelen ca 40 Z och under sommarhalvåret ca 60 Z. Med dessa förutsättningar har vinterhalvårsmedelvärden för kväveoxider för 1985 beräknats och anges i tabell 2.5:12.

Ursläpp, spridning och jöroreningshalter 125

Tabell 2.5:l2 Vinterhalvårsmedelvärden av kväveoxider ovan tak i modellstäderna 1985. Halter i

,IU8/m3

uppmätta halter från Göteborgs innerstad enligt Grennfelt (personligt meddelande), vilka framgår av nedanstående. Halter i pg/m .

NOX NO N02

Ãrsmedelvärde 75-07- -76-06 116 30 56 Vinterhalvårsmedelvärde 75-10- -76-03 160 48 64

En jämförelse mellan uppmätta och beräknade halter ger vid handen att de beräknade är för låga. Det bör understrykas att den använda metodiken är bristfällig med hänsyn till skillnaden i källfördelning mellan svavel- och kväveoxidutsläpp samt kväveoxidernas reaktioner i atmosfären. Någon annan metod har dock inte funnits med de fåtaliga mätningar av kväveoxider som finns i Sverige.

Med antagande av att samma fördelning av kväveoxidhalter förekommer under året som för svaveldioxid kan de maximala dygnsmedelvärdena proportioneras efter emissionerna, se tabell 2.5:14. Beräkningsresultatet kan jämföras med det exempel på en kumulativ frekvensfördelning av dygnsmedelvärden som visas i figur 2.5:13.

126 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter

99- N02

NOx

97- 95-

90-

Procent

70-

50-

30- | I g 1 I l| I | 0,01 0,02 0,04 0,06 0,1 0,2 0,4

NOx och N02 ppm

2.5:13 Kumulativt frekvensdiagram över dygns- Figur medelvärden NOX och N02 för perioden 1974-09-01- -1975-04-30, centrala Göteborg enligt Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning, 1976. Nivå: 20 m över gatuplanet 3

1 ppm N02 2 000 pg/m

1 ppm NO 1 300 pg/m3

Utsläpp, spridning och jöroreningshalter 127

Tabell 2.5:l4 Maximala dygnsmedelvärden under en femårsperiod av ovan tak i modell-

kväveoxider

städerna. Halter i pg/m

För att belysa frågan om vilka maximala korttidsvärden av kväveoxider som kan uppträda ovan tak i modellstäderna kan endast utförda anmätningar vändas. Jämförelsen med förhållanden för svaveldioxid är härvid inte möjlig att använda med hänsyn till olikheterna i bidrag från olika källor. Enligt mätningar i Göteborg (Institutet för vatten och luftvårdsforskning, 1976) har kväveoxidhalter på upp till 2 500 pg/m3 och kvävedioxidhalter upp till 500 pg/m uppmätts som timmedelvärden på en enstaka plats. Figur 2.5:l5 visar ett exempel på en episod med höga halter. Samma vid mätning ger handen att för korttidsvärden är andelen kvävedioxid ca 25Z. Ett karaktäristiskt maximalt timmedelvärde av kväveoxider och kvävedioxid som kan förekomma på flera håll ovan tak kan uppskattas till 1 000 resp 250 pg/m3.

2.5.5.2 Halter i gatuglanet

Halten av kväveoxider har beräknats med en förenklad version av Stanford-modellen för det fall då vinden blåser längs gatan enligt avsnitt 2.5.2.2. Lika höga halter erhålls därvid på båda sidor av gatan. Beräkningar har endast kunnat göras för maximala dygns- och korttidsvärden (vid maximal dygnstrafik resp högtrafik) och resultaten framgår av tabell 2.5:16, 2.5:l7 och 2.5:l8 för de trafikförhållanden och emissionsfaktorer som förutsatts för 1975 resp 1985. Beräknade halter är starkt beroende av vindhastigheten. I en stad är det sällan helt vindstilla på grund av termiska effekter. För exempelvis Stockholm är vindhastigheten ovan tak aldrig mindre än l m/sekund medan l-2 m/sekund förekommer 30 Z och 3-Sm/sekund 50 Z av tiden.

128 och föroreningshalrer Utsläpp, spridning

Göteborg 1975 -02 -28

‘.- L20-

I 1,oo--

ppm

Han

g n -At I I 21 24

2.5:15 Halten av kväveoxider i centrala Figur 1975-02-28 enligt Institutet för Vatten- Göteborg och Luftvårdsforskning, 1976

1 ppm N02

2 000 pg/m3

1 ppm NO =

1 300 pg/m3

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 129

Tabell 2.5:l6 Bidraget från biltrafik till dygnsmedelvärden av kväveoxider i gatuplanet (+3 m vid körbanekant) som funktion av vindhastigheten (u) ovan tak. Fordonsmängd och

emissionsförhållandån

för 1975 enligt avsnitt 2.5.3.2. Halter i pg/m

u NO

NOX N02

m/s

emissionsförhållangen

ligt avsnitt 2.5.3.2. Halter i pg/m

u N0

NOX N02

m/s 0,5 5040 1890 1260 1,0 3360 1260 840 2,0 2015 755 505 5,0 915 340 230

Tabell 2.5:l8 Bidraget från biltrafik till dygnsmedelvärden av kväveoxider i gatuplanet (+ 3 m vid körbanekant) som funkti n av vindhastigheten (u) ovan tak, halter i pg/m , samma förutsättning som tabell 2.5:l6

u NO

NOX N02

m/s

hållanden ha även beräknats och ger en halt av 450 pg . För att erhålla totala halten av

NOX/m

kväveoxider i gatuplanet måste dessutom bidraget från övriga håll läggas till, se även avsnitt 2.5.5.3 nedan.

Storleken av de beräknade halterna ligger förutom vid låga vindhastigheter i nivå med de som uppmätts i Stockholm, Göteborg och Malmö vid gator med jämförlig fordonstrafik. En sammanställning av dessa finns i avsnitt 2.4.1 tabell 2.4:7.

130 Utsläpp. spridning och föroreningshalter

Mätning av kväveoxider på gatunivå är dock förenat med problem ur provtagningssynpunkt. Stora skillnader i mätresultat kan t ex erhållas vid mätning mitt på gångbana eller mycket nära körbana eller om provtagning utföres nära markplanet eller på 2-3 m över mark. Det senare är vanligast. Inuti en bil är halterna ca 2 ggr högre än utanför. Som ovan nämnts erhålles med modellberäkningarna för höga halter vid låga vindhastigheter. Med hänsyntagande till detta uppskattas de högsta timoch dygnsmedelvärd n av kväveoxider i gatunivå, uttryckta som pg/m , till:

NOX N02

timmedelvärde 4 O00 1 000 dygnsmedelvärde 1 000 250

2.5.5.3 Bidraget till kväveoxidhalter från olika källor

De relativa bidragen till totalhalten av kväveoxider ovan tak (+ 20 m) och i gatuplanet har beräknats och redovisas i tabell 2.5:l9. Bakgrundsvärdena av kväveoxider har som för

ggnomsnitt

Sverige antagits vara ca 10 pg/m (Robinson och Robbins, 1970). Vid beräkning av bidragen ovan tak har antagits att de olika utsläppskällorna bidrar till totalhalten i proportion till sina utsläppsmängder enligt utförda beräkningar i avsnitt 2.3. För att få fram de relativa bidragen på en trafikerad gata har bidraget från den lokala biltrafiken till totalhalten på gatunivån beräknats för årsmedelvärdet av kväveoxider. Detta har tillgått så att en årsmedeltrafik för gatan har beräknats och använts i Stanfordmodellen vid medelvindhastigheten S m/s. Totalhalten på gatunivån utgör summan av det lokala bidraget från bilarna och halter ovan tak. Det relativa bidraget från bilarna har sedan beräknats som summan av det lokala bidraget och bilarnas bidrag till halten ovan tak. De övriga utsläppskällorna har som ovan antagits bidra till halten ovan tak i proportion till sina utsläppsmängder.

Utsläpp. opridning och fbroreningshalter 131

Tabell 2.5:l9 De relativa bidragen av kväveoxider från olika källor under vinterhalvåret i innerstaden, 1985

200 000 inv 25 000 inv Trafikerad Ovan Trafikerad Ovan tak gata tak gata 3 Z 10 Z 3 Z 10 Z Bakgrund Bilar 83 Z 60 Z 86 Z S5 Z Lokaluppvärmning 3 Z 15 Z 8 Z 30 Z Fjärrvärmeanläggningar 11 Z 15 Z 3 Z S Z

STOFT - INKLUSIVE METALLER 2.5.6 SVÄVANDE

2.5.6.1 stoft - totalt

Till grund för beräkningarna ligger mätningar utförda under längre perioder i Malmö (Malmö hälsovårsförvaltning, 1975 och 1976) och Stockholm (Bilavgasgruppen i Studsvik, 1970), utförda med s k High Volume Samplers. Malmöundersökningarna grundar sig på mätningar med High Volume Sampler under fem år medan Stockholmsmätningarna gjorts med samma teknik under en treårsperiod. Vidare har Malmömätutförts ovan tak (+ 17 m) medan Stockholmsningarna mätningarna är utförda i gatunivå. De beräknade korttidsvärdena avser högsta förekommande halter under den studerade perioden. Som framgår av resultatredovisningen har representativa värden för halter dels vid gatunivå dels ovan tak framtagits. Halterna i staden med 200 000 inv kan förutsättas överensstämma med de i Stockholm och Malmö. Längre mätserier av stofthalter saknas för mindre eller medelstora städer. Undersökningar visar emellertid att även mindre städer kan ha luft av storstadskaraktär i starkt trafikerade gator med dålig ventilation (höga hus och smala gator) (Bilavgasi Studsvik, 1970). Vidare har man kunnat gruppen konstatera mätningar att stofthalterna ovan genom tak är 25 Z av halterna vid gatunivån (Stockholms miljö- och hälsovårdsförvaltning, 7:l976). Detta beror bl a på bättre utspädning men också på att stoft från fordon i allmänhet har en uppvirvlat sådan kornstorleksfördelning att sedimentation av partiklarna är av betydelse. Resultaten av beräkningarna framgår av tabellerna 2.5:20 och 2.5:21.

132 Utsläpp. spridning och jöroreningshalrer*

Tabell 2.5:20 i modellstäderna 1985,

ätofthalter

ovan tak (pg/m )

200 000-staden 25 000-staden Tidsperiod som inner ytterom- innerstaden medelvärdet av- staden rådena ser

Stofthalter

vid gatunivan (pg/m ) Tidsperiod som Starkt tra- innerstaden

99 procentiler för halvtimmes värden 790 760

Stoftemission från bilar härrör ej enbart från förbränning, utan uppkommer även genom slitage av asfalt, gummi och bromsband. Miljö- och hälsovårdsförvaltningen i Stockholm har uppskattat att emissionen av slitageprodukter är ca 10 ggr större än stoftutsläppet genom avgaser (Stockholms miljöoch hälsovårdsförvaltning, 7:1976) Av det totala stoftutsläppet i modellstäderna svarar bilarna för ca 90 Z (se tabell 2.5:5-2.528).

De relativa bidragen till stofthalterna har beräknats på följande sätt. Vid gatunivån har bilarna antagits bidra till halten lika mycket som bidraget till utsläppet, d v s 90 Z. Med en antagen bakgrundshalt av 10 pg/m samt kännedom om totalhalten av stoft i gatunivån (tabell 2.5:21)kan bidraget från förbränning av olja beräknas till 5-10 pg/m vid gatunivån, mätt som vinterhalvårsmedelvärde. Detta värde måste rimligtvis, mätt som ett medelvärde över stadscentrum, vara av samma storleksordning ovan tak som vid gatunivån.

Utsläpp. spridning och _/brorening5haIter 133

Med kännedom om totalhalten stoft ovan tak (tabell 2.516), bidraget från förbränning av olja samt bakgrundshalten kan bilarnas procentuella bidrag ovan tak beräknas. Resultatet framgår av tabell 2.5:22.

Tabell 2.5:22 De relativa bidragen från olika källor under vinterhalvåret

starkt trafikerad innerstaden gata vid gatuni- ovan tak vån Bakgrund ca 5 Z ca 20 Z Bilar ca 90 Z ca 50 Z Förbränning av olja ca 5 Z ca 30 Z

2.5.6.2 Metallaerosoler

Tungmetallmätningar saknas i stor utsträckning i Sverige. Mätningar pågår f n i Malmö och Stockholm. Underlag för en säker bedömning av förväntade halter 1985 i svenska tätorter saknas i stor utsträckning. Som en vägledning vilka nivåer som kan tänkas uppkomma, redovisas i tabell 2.5:23 resultat från mätningar i Malmö under en tiodagars period 1975 (Malmö hälsovårdsförvaltning, 1976). Mätresultaten kan jämföras med mätningar från USA, se avsnitt 2.4.2. Kvicksilvermätningar har utförts på olika platser i Stockholm (SNV, PM 421).

Halterna varierade mellan 2-6 n /m3 och kan som

medelvärde beräknas till S ng/m . Institutet för vatten- och luftvårdsforskning har under julidecember månader utfört mätningar i Rörvik utanför Göteborg (ej publ. material). Kvicksilverkonunder juli och augusti uppmättes till

centrationån

16-21 ng/ och under november-december till 6-12 ng/m

Tabell 2.5:23 i Malmö

Tungmâtallaerosolmätningar =

mätt ovan tak (ng/m , ed ej detekterad)

134 Utsläpp, Spridning och jöroreningshalter SOU 1977168

Blymätningar har utförts i flera svenska orter. Mätningarna har varit av stickprovskaraktär och har för de flesta orterna utförts under högtrafik i gatuplanet. De värden som anges i tabell 2.5:24 baseras på mätningar i Stockholm (Bilavgasgruppen i Studsvik, okt 1970) utförda under 1969. Dessa mätningar har sammanlagt utförts under 20 provtagningstillfällen omfattande 2-24 timmar vid varje provtillfälle. Proven analyserades varje halvtimme. Tabell 2.5:24 anger förväntade halter 1985 för en starkt trafikerad gata.

Tabell 2.5:24 Blyhalten vid för starkt

gatunivån

trafikerade gator 1985 (ng/m )

Tidsperiod som Blyhalt StoftT Bly i gas-

2.5:25.

Iabell 2.5:25 De relativa bidragen från olika källor för emissionen av vissa metaller i den större staden (200 000 inv) (Z).

Metall Bilar Lokaluppvärmning Fjärrvärme inkl småindustri Kadmium 4 32 64 Krom 2 27 71 Koppar 2 26 72 Bly 99 1 l Vanadin l 21 78 Zink l 23 76

2.5.7 KOLOXID

Beräkningar av koloxid i gatuplanet har utförts med Stanfordmodellen enligt avsnitt 2.5.3 dels som entimmars medelvärden, dels som åttatimmars medelvärden. Koloxid kan anses, i första hand, vara ett problem endast i gaturummet. Halterna av koloxid ovan tak har som upp-

ågsmedelvärde

skattats till maximalt l mg/m

sou 1977:68 Utsläpp. Spridning och jöroreningshalter 135

I tabell 2.5:26 och 2.5:27 redovisas de halter som erhålles då vinden blåser längs gatan, vilket ger lika höga halter på båda sidor av gatan.

Tabell 2.5:26 Bidraget från biltrafik till timmedelvärden av kolmonoxid i gatuplanet (+ 3 m vid körbanekant) som funktion av vindhastigheten (u) ovan tak. Fordonsmängd och emissionsförhållande för 1985 enligt avsnitt 2.5.3.2. Halter i mg/m .

co

SCI / u)

9 59 ! 40

uvrvr-o OOOU1

i 24 9 12

Tabell 2.5:27 Bidraget från biltrafik till åttatimmars medelvärden av kolmonoxid i gatuplanet (+ 3 m vid körbanekant) som funktion av vindhastigheten (u) ovan tak. Fordonsmängd och emissionsförför 1985 enligt avsnitt 2.5.3.2. Halter

hållanåen

i mg/m .

u CO m/s

Storleken av de beräknade halterna ligger utom vid låga vindhastigheter i nivå med de som uppmätts i tätorter i Sverige. En sammanställning av dessa finns i avsnitt 2.4.1, tabell 2.4:6 och 2.4:7 Som nämnts för kväveoxider blir värdena från modellberäkningarna för höga vid låga vindhastigheter. Med hänsyntagande till detta uppskattas de högsta entimmes och medelvärdena i gatunivå

åttatimmårs

till 50 resp. 35 mg/m . Bakgrundshalt n av koloxid i ren luft uppgår till 0,1-0,4 mg/m (US Department of Health, Education and Welfare, 1970) I den bakgrundsluft som kommer till d n aktuella gatan kan halten koloxid vara 2-4 mg/m beroende på bidrag från närliggande gator. Utsläppet av koloxid härrör till 99 Z från bilarna.

136 Utsläpp, spridning och föroreningshalrer

2.5.8 POLYAROMATER

Både emissionsmätningar och luftkvalitetmätningar har utförts, främst i Västtyskland, England och USA men även vissa mätningar i Sverige existerar. Tyvärr finns ingen standardiserad mätmetod och på grund därav ligger mätresultat på olika nivåer för olika laboratorier, vilket delvis kan förklaras av olika provtagningsförfarande. Värdet av att uppskatta halterna i Sverige har dock bedömts ha så stor betydelse i sammanhanget att en beskrivning av läget framstår som väsentligt.

Mätningar av benzo(a)pyren i Västtyskland har utförts till största delen i Ruhrområdet där stora mängder kol förbränns. Samma förhållande gäller i England och USA. USA använder dessutom en bensinkvalitet som skiljer sig från den europeiska. Aromathalten är högre i den svenska bensinen än i den amerikanska. Dessa faktorer gör det svårt att överföra mätvärden för att gälla svenska förhållanden. I Sverige finns äldre mätningar utförda i Stockholm under juni och december månad (Lindstedt, 1968) I London har man bl a mätt polyaromater under 1960talet och 1972-1973. Under denna period har koleldningen i London minskat avsevärt. Mätningar i Stockholm och London har fått ligga till grund för de halter som anges i tabell 2.5:28 (Lindstedt, 1968; Commins, 1976). kan årsmedel-

Gegomsnittligt

värdet antas vara 5 mg/m .

Den engelska rapporten behandlar även de relativa bidragen från olika källor. Genom att studera kvoten mellan benzo(a)pyren och coronen, dels i utomhusluften, dels i avgaserna från olika källor kan man få en uppskattning om källornas betydelse för halten av benzo(a)pyren i utomhusluften. Coronen bildas nämligen i betydligt större mängder relativt benz0(a)pyren i bilavgaser än vid koleldning. De relativa bidragen från olika källor för svenska städer har beräknats med den engelska rapporten som utgångspunkt (Commins, 1976; Commins, 1969) och anges i tabell 2.5:29. Genomsnittligt kan bidragen från bilarna uppskattas till 70 Z.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 137

Tabell 2. :28 Förväntade halter av benzo(a)pyren 1985Zng/m )

200 000- 25 000staden staden Tidsperiod Starkt tra- Innerstaden Innerstaden som medel- fikerade ga-hustaken hustaken värdet av- tor, gatuser nivån årsmedel- 7 2,5 0,6 värde

max dygn 201) 51)

I) Högst uppmätta halt i Stockholm

Tabell 2.5:29 De relativa bidragen av benzo(a)pyren (Z)

Källa Starkt trafi- Innerstaden övrigt, kerade gator, hustaken gatunivån Bilar 75 50 Oljeeldning 25 50

2.5.9 ÖVRIGA KOLVÄTEN

Halten av kolväten (total-) angivna som ekvivalent metan har beräknats i gatuplanet med hjälp mängd av Stanfordmodellen enligt avsnitt 2.5.3, se tabell 2.5:19.

Tabell 2.5:3O Timmedelvärden av totalkolväten i gatuplanet (+ 3 m vid körbanekant) som

funätion

av vindhastigheten ovan tak. Halter i mg/m , 1985 års trafik och emissionsförhållanden.

u Vind längs gatan C m/s

(1,4 ppm) (US Department of Health, Education and Welfare, l970). Beräkningen ger vid handen att bidraget till årsmedelvärdet av kolväten från fossileldning och bilar är 0,2 mg/m .

och 139

Utsläpp. spridning föroreningshalter

BERÄKNING AV FÖRORENINGSBIDRAG TILL 2.6 LUFT FRÅN FOSSILELDADE KRAFTVERK

För av bidraget från olika fossileldade beräkning kraftverk finns allmänt accepterade spridningsmo- I detta fall har använts den av SMHI utdeller. den s k skorstensmovecklade spridningsmodellen, Bringfelt, 1968 och l970L dellen (Högström, 1968,

data, som fordras för beräk- De meteorologiska är dels vindriktningsstatistik dels spridningarna, d v s statistik över samtidig föreningsstatistik, komst av olika vindhastighets- och stabilitets-

värden. Beräkningarna har gjorts med spridnings-

från Den grundar sig på mätstatistik Ågesta. en 120 mast. Statistiken för Ågesta ningar i m hög 30 månader, mars 1960 till augusti 1962. omfattar har utförts för samtliga dessa månader. Beräkningar

fall har en för svaveldi- I detta spridningsmodell oxid vid Värtaverket i Stockholm utnyttjats (SMHI,

1971 och okt 1973). Denna spridningsmodell gäller

för en skorsten av 145 m över mark. Spridningsmo-

dellen har att gälla för kraftverk på anpassats och 2 000 Mwel med skorstenshöjder på 180 1 000 250 m. SMHI har dessutom utfört kompletterande resp så att resultaten har kunnat kontrolleberäkningar ras.

De som beräkningen har utförts för, föroreningar, koloxid, stoft, kolär svaveldioxid, kväveoxider, och benzo(a)pyren. Vid beräkväten, tungmetaller ningen förutsätts att stoft och tungmetallaerosomed en 5 uppför sig som ler partikeldiameter F, från avsnitt 2.3.1 gaser. Emissionsuppgifterna

har använts.

För denna gäller att halten av spridningsmodell är direkt mot emissionen föroreningen proportionell av ämnet i fråga. Detta gäller under förutsättning

att värmeemission och rökgasvolym från skorsten

förändras. Med kännedom om utsläppen av de ej olika kan dessa korreleras till föroreningarna och halterna bestämmas för svaveldioxidutsläppet

resp utredningsalternativ.

140 och föroreningshalter Utsläpp, spridning SOU 1_977:68

Beräkningarna över bidragen från kraftverken redovisas i tabellerna 2.621-2.6:4. Vinterhalvårsmedelvärden, maximala månadsmedelvärden, samt maximala 99 procentiler för timmedelvärden redovisas. De maximala 99 procentiler som återges i tabellerna är de högsta halter som beräknats för en enstaka månad i 30-månadersperioden.

För svaveldioxid och kväveoxider redovisas även 99 och 99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret.

De presenterade värdena kan antas i det uppträda mest belastade området från kraftverken. För 1 000 Mwel-kraftverken med en skorstenshöjd av 180 m får man erfarenhetsmässigt de högsta halterna ca 3-5 km från skorstenen och för 2 000 Mwel-kraftverken med en skorstenshöjd av 250 m, 5-7 km från skorstenen.

De maximala korttidsvärdena uppträder i allmänhet under våren eller försommaren betydligt närmare källan.

För att få en uppfattning om hur svaveldioxidhalten varierar med avståndet från skorstenen anges i tabell 2.6:5 värden för en månad med huvudsakligen neutral skiktning och neutral skiktning med höjdinversioner. Denna spridningskategori är vanlig under vinterhalvåret.

Slutligen kan nämnas att beräknade resultat bör jämföras med undersökningar gjorda i Danmark (Danmarks elvaerkersforening, 1975) och USA (Montgomery och Coleman, 1975). De teoretiska som beräkningar här utförts överensstämmer väl med de mätningar som utförts i Danmark och USA.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 141

Tabell 2.6:1 Alternativ 1. Oljeeldat kondenskraftverk, 1 000 Mwel med elfilter och rökgasrening. Skorstenshöjd 180 m

Förorening Tidsperiod som Maximala bidraget medelvärdet av till föroreningsser nivån

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalv-

(NOX) 99 procentiler för timmedelvärden under max månad 440

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret 190

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalv-

(N02)

99 procentiler för 110 timmedelvärden under max månaden

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret 48

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret 35

142 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter

Tabell 2.6:1 forts

Förorening Tidsperiod som Maximala bidraget medelvärdet av- till förorenings- . o ser n1van

Stoft 5 p vinterhalvår 0,022-0,058 pg/m3

max månad 0,11-0,29

Koloxid vinterhalvår 0,110 max månad 0,610

Kolväten vinterhalvår 0,064 max månad 0,310

Arsenik vinterhalvår 0,0005 ng/m3

max månad 0,0025

Kadmium vinterhalvår 0,00013 max månad 0,00063

Kobolt vinterhalvår 0,0037 max månad 0,018

Krom vinterhalvår 0,0005 max månad 0,0025

Koppar vinterhalvår 0,0021 max månad 0,011

Kvicksilver vinterhalvår 0,00004 max månad 0,0002

Mangan vinterhalvår 0,0008 max månad 0,0039

Molybden vinterhalvår 0,0013 max månad 0,0063

Nickel vinterhalvår max månad

Bly vinterhalvår max månad

Vanadin vinterhalvâr max månad

Zink vinterhalvår 0,0062 max månad 0,030

Benz0(a)pyren vinterhalvår 0,0009-o,009ng/m3

ll max månad 0,004—0,04

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 143

Tabell 2.6:2 Alternativ 2. Oljeeldat kondenskraftverk pa 2 000 Mwel utan rening för Skorrökgaserna. stenshöjd 250 m

Förorening Tidsperiod som Maximala bidraget medelvärdet av- till föroreningsser nivån

Svaveldioxid vinterhalvår

5,1 ng/m3

ll max månad 30 99 procentiler för timmedelvärden under max månad 820

99,5 procentiler för

max)

99 procentiler för timmmedelvärden under max månad 610

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret 210

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret 160

Kvävedioxid vinterhalvår

(NO 2 max månad U194 (DO

99 procentiler för timmedelvärden under max månad 150

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret 53

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret 40

144 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

Tabell 2.6:2 forts

Förorening Tidsperiod som Maximala bidraget medelvärdet av- till föroreningsser nivån

Stoft 5 p vinterhalvår 0,025 pg/m3

max månad 0,13

Koloxid vinterhalvår 0,13 max månad 0,77

Kolväten vinterhalvår 0,064 max månad 0,38

Arsenik vinterhalvår 0,015 ng/m3

max månad 0,09

Kadmium vinterhalvår 0,0038 max månad 0,023

Kobolt vinterhalvår 0,093 max månad 0,60

Krom vinterhalvår 0,013 max månad 0,08

x

Koppar vinterhalvår 0,064 max månad 0,38

x

Järn vinterhalvår 1,3 max månad 8,0

x

Kvicksilver vinterhalvår 0,00055 max månad 0,003

x

Mangan vinterhalvår 0,024 max månad 0,14

x

Molybden vinterhalvår 0,038 max månad 0,23

Nickel vinterhalvår 3,9 I

max månad 23

x

Bly vinterhalvår 0,23 max månad 1,4

x

Vanadin vinterhalvår 13 max månad 75

x

Zink vinterhalvår 0,18 max månad 1,1

vinterhalvår

Benz0(a)pyren 0,0009-0,009x

max månad 0,006 -0,05

Utsläpp, spridning och föroreningshalrer 145

Tabell 2.623 Alternativ 3. Koleldat kondenskraftverk pa 1 000 Mwel med rökgasrening för S0 och stoft. Låga metallhalter i kol. Skorstenshojd 180 m

Förorening Tidsperiod som Maximala bidraget medelvärdet av- till föroreningsser nivån

Svaveldioxid vinterhalvår

0,6- 2,2 pg/m3

max månad 3,6-ll 99 procentiler för timmedelvärden under max månad 84-260

99,5 procentiler för

(NOX) 99 procentiler för timmedelvärden under max månad 950

99,5 procentiler för

(N02)

99 procentiler för timmedelvärden under max månad 240

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret 110

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret 80

146 och föroreningshalter Utsläpp, spridning

Tabell 2.6:3 forts Tidsperiod som Maximala bidraget Förorening medelvärdet av- till föroreningsser nivån

Stoft 5 p vinterhalvår 0,14 pg/m3

max månad 0,69

Koloxid vinterhalvår 0,18 max månad 0,92

Kolväten vinterhalvår 0,060 max månad 0,30

Arsenik vinterhalvår 0,046 ng/m3

max månad 0,24

Kadmium vinterhalvår 0.0008 I

max månad 0.0040

Kobolt vinterhalvår 0.017 I

max månad 0:086

Krom vinterhalvår 1,9 max månad 10

Koppar vinterhalvår 0,48 x

max månad 2,4

Kvicksilver vinterhalvår 0,098 x

max månad 0,5

Mangan vinterhalvår 0,38 x

max månad 1,9

Molybden vinterhalvår 0,012 x

max månad 0,062

Nickel vinterhalvår O›O4 : max månad 0,22

Bly vinterhalvår 0,10 x

max månad 0.52

Selen vinterhalvår 0,0025 x

max månad 0,013

Vanadin vinterhalvår 0,053 x

max månad 0,27

Zink vinterhalvår 0,19 x

max månad 1,0

Benzo(a)pyren vinterhalvår 0,0002-0,004 ll max månad 0,001 -0,02

Utsläpp, spridning och föroreningshalrer 147

Tabell 2.6:4 Alternativ 4. Koleldat kondenskraftverk på 2 000 Mwel med rökgasrening för SO och stoft. Höga metallhalter i kol. Skorstenshojd 250 m

Förorening Tidsperiod som Maximala bidraget medelvärdet av- till föroreningsser nivån

Svaveldioxid vinterhalvår 0,6- 2,2 /ug/m3 ll

max månad 4,4-13 99 procentiler för timmedelvärden under ll max månaden 120-340

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret 42-130

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

Kväveoxider vinterhalvår max månad (NOK) 99 procentiler för timmedelvärden under max månaden

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret 470

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

Kvävedioxid vinterhalvår max månad

(N02)

99 procentiler för timmedelvärden under max månad

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret 120

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret 88

148 Utsläpp, spridning och fdroreningshalter Tabell 2.6:4 forts Förorening Tidsperiod som Maximala bidraget medelvärdet av- till föroteningsser nivån Stoft 5 u vinterhalvår

0,14 pg/m3

max månad 0,79 Koloxid vinterhalvår 0,18

3 Arsenik vinterhalvår

“Sim

0,70 max månad 4,2

x

Kadmium vinterhalvår 0,15 max månad 0,94

x

Kobolt vinterhalvår 0,70 max månad 4,2

x

Krom vincerhalvår 8,6 max månad 53

x

Koppar vinterhalvår 1,2 max månad 7,0

Kvicksilver vinterhalvår 0,48

max månad 2,9

x

Mangan vinterhalvår 1,4 max månad 8,6

Molybden vinterhalvår 0,036 : max månad 0,22

x

Nickel vinterhalvår 0,86 max månad 5,3

x

Bly vinterhalvår 3,0 max månad 18

x

Selen vinterhalvår 0,45 max månad 2,7

x

Vanadin vinterhalvår 4,0 max månad 24

x

Zink vinterhalvår 13 max månad 79 H Benz0(a) pyren vinterhalvår 0,0002~0,004 ll max månad 0,001 -0,02

Utsläpp, spridning och fdroreningshalter 149 Tabell 2.625 Exempel på svaveldioxidhaltens varia-

Ulsläpp, spridning och _/Broreningsha/ter 151

2.7 LUFTFÖRORENINGSHALTER VID OLIKA UTREDNINGSALTERNATIV

2.7.1 BERÄKNINGAR

Som framgår av avsnitt 2.5.1 är avsikten att beräkna förändringar av föroreningsnivån vid några olika alternativ av produktion/användning av energi. Alternativ l-4 innebär att fossileldade kraftverk förläggs nära den mindre staden, alternativ 5 att ett oljeeldat kraftvärmeverk anläggs i den större staden och alternativ 6 att den större staden försörjs med värme från ett närliggande kärnkraftvärmeverk.

Tabell 2.7:l visar utsläppen från modellstäderna, kraftverksalternativen och i Sverige som helhet och tabell 2.722 och 2.7:3 ger en sammanställning av luftföroreningshalterna i de båda modellstäderna. En sammanställning av bidragen från olika källor till de olika föroreningarna, (långtidsmedelvärden) har även gjorts för den större modellstaden, se tabell 2.7:4.

När det gäller att få fram resulterande föroreningshalter för alternativen l-4, d v s de olika kraftverksalternativen lokaliserade nära den mindre modellstaden, måste framhållas att detta endast har varit möjligt för långtidsmedelvärden. Resulterande vinterhalvårsmedelvärden av svaveldioxid, kväveoxider, stoft och benzo(a)pyren har beräknats, se tabell 2.7:5. Underlaget för de kortaste tidsmedelvärdena är mätningar och modellberäkningar, se avsnitt 2.5. Detta material räcker inte för att ge en uppfattning om sammanlagringen med bidraget från kraftverken. Man kan emellertid anta att de högsta halterna av svaveldioxid, kväveoxider etc p g a motorfordon och bostadsuppvärmning ej kommer att uppträda samtidigt som max halterna p g a kraftverken. I tabell 2.7:6 har sålunda bidragen som korttidsvärden från olika källor sammanställts.

De resulterande föroreningshalterna för alternativ 5, fjärrvärmeverket, har inte kunnat beräknas inom den tid som stått till förfogande. För att få fram resulternade halter vid utbyggnad av fjärrvärmen krävs relativt komplicerade beräkningar med hjälp av en s k stadsmodell. Förutsättningarna i detta fall med samtidig elproduktion innebär att utsläp-

152 Utsläpp, spridning och _/öroreningshaIteI

pen från den större staden ökar något t ex för svaveldioxid med 30 Z. En jämförelse med stadsmodeller för Stockholm (Bringfelt, 1974) visar dock entydigt att föroreningshalterna i modellstaden kommer att minska trots det ökade utsläppet, detta beroende på den högre skorstenshöjden.

För alternativ 6, kärnkraftvärmeverket, har halterna beräknats med hjälp av tidigare uppgifter om de relativa bidragen från olika källor, se avsnitt 2.5. De r sulterande vinterhalvårsmedelvärdena ovan tak ) i staden med 200 000 inv, uppvärmd av ett Qg/m kärnkraftvärmeverk framgår av nedanstående.

Förorening Innerstad Halt Minskning

S02 23 30 N02 43 10 Stoft 43-44 0,5-1 Benzo(a)pyren 2,0 20

2.7.2 DISKUSSION

Uppgifterna i tabell 2.7.1 visar att utsläppen från stora kraftverk är stora jämfört med andra källor i modellstäderna. De är av betydelse även i jämförelse med Sveriges totala utsläpp idag. Skulle hela mängden av den tillkommande elkraften (6 000 Mwel) enligt alternativ A i avsnitt 2.2, behöva produceras med fossila bränslen blir emissionstillskottet stort t ex för kvävemycket oxider en fördubbling av de totala utsläppen i Sverige och för kvicksilver en tredubbling om man använder kol med höga metallhalter.

Osäkerheten i beräkningarna bör särskilt understrykas. Enligt nya forskningsrön (Natusch, 1977) kan utsläppet av polyaromater vara 10 till l 000 gånger för lågt beräknat, beroende på att hänsyn inte har tagits till polyaromaterna i gasfas i skorstenarna. Kväveoxidemissionen är vald relativt högt jämfört med de allra senaste rönen.

Metallhalterna i kolen har valts som låg- resp högutsläppsalternativ. Det bör i detta sammanhang framhållas att det förekommer många kol med betydligt högre halter för kritiska metaller som arsenik, kadmium och kvicksilver än vad som antagits i högutsläppsfallet. Enligt Natusch finns kvicksilverhalter från 0,01 till 300 pg/g i kolet, medan vi har räknat med 0,3 resp 1,5 pg/g för lågresp högutsläppsalternativen. För kadmium och molybden finns relativt många kol med betydligt högre halter än de valda, medan krom oftast ligger Även om avskiljningsgrader för lägre. uppgifter olika metaller har varit fåtaliga i litteraturen, vilket också utgör en viss osäkerhet.

Utsläpp, spridning ochföroreningsha/ter 153

En annan faktor av betydelse för att beräkna föroreningshalterna är partikelstorleksfördelningen för utgående stoft. Relativt få uppgifter finns i litteraturen på detta område och de varierar mycket. Vi har valt att räkna med ett relativt grovt stoft, vilket ger lägre halter i omgivningen än om vi valt ett finare stoft. Det bör även anföras att förbränning av fossila bränslen, särskilt kol även ger upphov till utsläpp av relativt många organiska substanser i gasform, såsom alifatiska kolväten, aldehyder och organiska syror. Enligt National Academy of Sciences, 1976 är mängden ca 5 kg/ton bränsle. Även om dessa substanser inte verkar att utgöra ett viktigare hälsoproblem, så vitt nu är känt, är det värt att notera att många av dessa substanser kan bilda reaktionsprodukter med svaveldioxid och kväveoxider i rökgaserna i ett kraftverk. Därmed kan föroreningar av betydelse ur effektsynpunkt uppkomma. Det finns givetvis tillfällen då utsläppen och därmed halterna i utomhusluft p g a driftstörningar hos reningsanordningarna blir betydligt större än som ovan angivits. Frekvensen av dylika störningar är svår att förutsäga men har uppskattats till mellan 0,1 och 2 Z av drifttiden. Små störningar med mindre utsläppshöjningar svarar då för huvuddelen av tiden.

Som delvis framgått av framställningen i avsnitt 2.5 har beräkningarna av halterna av olika föroreningar i modellstäderna fått göras med relativt stora skillnader i underlagets tillförlitlighet. För svaveldioxid kan beräknade värden bedömas som välunderbyggda. För kväveoxider är förhållandena mer komplicerade och en spridningsmodell har tillgripits. Uppskattningarna av mängden kvävedioxid stöds av mätningar av relativt liten omfattning. Underlaget för beräkningarna av stofthalterna måste bedömas som säkrare medan metallhalterna anges som storleksordning, ej mer. Samma är förhållandet för kolväten och benz0(a)pyren. Beräkningen av bidragen från de olika kraftverksalternativen kan bedömas som säkra för svaveldioxid och kväveoxider. De grundar sig på en erkänd teori och utsläppssiffrorna är också välgrundade. Av det ovan sagda framgår att beräknade halter av metaller och benzo(a)pyren är mer osäkra beroende på att vi har dåligt underlag beträffande utsläppens verkliga storlek samt att accepterade spridningsmodeller för stoft saknas.

Ett närmare studium av sammanställningarna visar som väntat att bidragen från biltrafiken är nära 100 Z på gatunivå för kväveoxider, koloxid och partiklar. Trafiken bidrar även i väsentlig utsträckning till föroreningshalterna ovan tak särskilt för kväveoxider och partiklar. Det framgår vidare, vilket även var väntat, att svaveldioxidnivåerna påverkas till mycket stor del av uppvärm-

154 Utsläpp. spridning ochföroreningshalter

ningsanläggningarna. Beräknade nivåer för 1985 är jämfört med svenska och flera utländska riktlinjer tillfredsställande i fråga om svaveldioxid men höga för kväveoxider, svävande stoft och koloxid, särskilt på gatunivå.

I sammanställningarna har endast de föroreningar medtagits för vilka någolunda säkra haltvärden har kunnat beräknas. Det måste emellertid framhållas att i luften i en stad, särskilt på gatunivå, förekommer det en mångfald substanser med effekt på människan. I avsnitt 2.4.2 har koncentrationer i städer utomlands av nitrosaminer, organiska klor-, brom- och jodföreningar, Sulfat‘ partiklar, bensen, formaldehyd, akrolein, eten och nitroolefiner redovisats och i avsnitt 2.5 finns uppgifter om halter av metaller och ozon. I bilavgaser har ytterligare flera hundra olika organiska föreningar identifierats.

Med hänsyn till den tid som stått till förfogande har underlag för bedömning av utvecklingen av föroreningshalterna i modellstäderna 1975 och 1985 kunnat räknas fram bara i begränsad omfattning.

Någon möjlighet att använda de stadsmodeller som finns för spridningsberäkningarna har inte funnits. En utveckling av fjärrvärmeförsörjningen från 14 Z idag till 40 Z 1985, som Svenska Värmeverksföreningen antagit skulle med i denna utredning redovisat material som underlag peka på en sänkning av långtidsmedelvärdena för svaveldioxid i genom-

snitt med 30 pg/m3, i enstaka städer med betydligt

mer.

Detta måste bedömas som betydelsefullt eftersom många orter idag har vintermedelvärden på över

100 pg/m3 kalla vintrar och målsättningen ur ef-

fektsynpunkt är att nå 60 pg/m (SNV 1976:8).

Att få fram en bild av utvecklingen för de föroreningar som uppstår i samband med biltrafik är mer komplicerat. Detta beror förutom på utvecklingen då det gäller avgasrening också på de aktuella trafikmönstren. Av ovanstående framgår att vi räknat fram vissa halter i gatunivå med den s k Stanfordmodellen, men hur representativa dessa halter verkligen är för olika orter i Sverige är svårt att bedöma. Ovan har framhållits att modellen ger höga värden, vid låga vindhastigheter och att osäkerheten vid jämförelse med mätningar är relativt stor beroende på var mätningarna sker. Det kan också framhållas att valda förutsättningar med en gata med 30 000-40 O00 fordon per dygn förekommer framför allt i större orter. Beräkningarna visar att den ökning av trafiken med 30 Z som prognosticerats för de flesta orter kommer att ge en stor ökning av luftföro-

Utsläpp, spridning och fororemngshal!er 155

reningarna från bilavgaserna på gatunivå och att halter som klart överskrider flera utländska riktlinjer för luftkvalitet erhålles i större orter med redan tät trafik. Detta fall kan sägas återspegla situationen i större städers ytterområden där föroreningsnivån till följd av biltrafik kan förväntas öka under dygnets alla timmar. I innerstaden, då har hänsyn tagits till de reduktioner av utsläppen som kommer att vidtagas fr o m 1976-års bilmodeller, blir situationen annorlunda. Trafikflödet kan där inte öka ytterligare under rusningstid men tiden med kötrafik kommer i stället att förlängas, vilket i sin tur betyder att antalet timmar med höga föroreningshalter förlängs.

Sammanfattningsvis kan sägas att luftvårdssituationen i de två modellstäderna 1985 väl svarar mot de flesta orter i Sverige. Givetvis kan situationen vara både bättre och sämre beroende på framför allt den aktuella stadens storlek, trafikförhållanden, fjärrvärmeanslutning, topografi och meteorologi. För att inte komplicera arbetet för mycket har inte föroreningar från industrin medtagits. Industrierna bidrar emellertid i många orter med en betydande del av luftföroreningarna.

Om nu ett fossileldat kraftverk lokaliseras till den mindre staden ökar långtidsmedelvärdena något för svaveloxider etc. Av större intresse är de höga korttidsvärden av svaveldioxid och kväveoxider som kraftverkets utsläpp ger anledning till. Detta särskilt som höga värden av kväveoxider redan förekommer på gatunivå. Det är dock relativt osannolikt att höga korttidsvärden p g a biltrafik och kraftverket förekommer samtidigt. Biltrafiken ger dock en relativ hög bakgrundsnivå under de flesta meteorologiska förhållanden. Beräkningarna visar vidare att bidragen till benzo(a)pyrenhalten från kraftverket är litet men att andelen istället är stor på metallsidan. Den ovan diskuterade osäkerheten i utsläppssiffrorna för benzo(a)pyren och metaller bör observeras. Man bör även komma ihåg möjligheten av en annan lokalisering av kraftverket med ett större avstånd till staden, vilket leder till en minskning av beräknade halter. En högre skorsten får samma effekt. Den valda lokaliseringen är kanske inte den mest troliga men intentionen har varit att visa det som ett maximalt men inte orealistiskt alternativ. Man kan givetvis även tänka sig ur luftvårdssynpunkt sämre lokaliseringar med stora koleldade kraftverk tätt inpå större tätorter.

Som väntat visar utredningen att oljeeldade kraftverk ger mindre bidrag till föroreningshalterna i luften omkring anläggningen än ett koleldat.

Slutligen skall behandlas möjligheten av bildning av sulfatpartiklar p g a svaveldioxidutsläppen.

156 Utsläpp, spridning och föroreningshalrer

Att denna bildning försiggår efter tid och längre har betydelse i föroreningssammanhang är väl dokumenterat, men har den även betydelse för den 10kala föroreningssituationen? Enligt nyligen utförda undersökningar (Brosset, 1976) sker oxidationen långsamt i en rökgasplym vid oljeeldning medan laboratorieförsök visar att förhållandena med kol som bränsle är helt annorlunda. Därvid tycks bildningen av sulfatpartiklar kunna ske betydligt snabbare.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 157

Nmooo

AH

ooo ooo

mwNNwo

ooo

mNoN oqN ooo oN N NN ooN m ooo omm

ooo ooo

q

-com

uN N oN gm NN om o.N omN o.m NN no

N

ooo ooo

-oom

uN oo.o No.o ooo.o om.o om.o qq.o

q NN No oo

N

ooo ooo

Aumxcouv

uN NN.o m.N qN.o ooo.o oqN qo.ov

om No No

mwma

mx..:o

H

ooo ooo um

qoo.o qoo.o Nooo.o Noo.ov

ooo oo.o

UD

oo NN o.N m.m

N\m

umwcwcxmumamcowwmqsw

mH.o

:momum-ooo-ooN

mum

mwma

ooo oem Nmma

moo.o oooo.o

muwwmucm

o m No.o «H No.o m.q mN

m

maNmumumNNmuoz

m:owum

cmomumnooo

um:

wøwcuumwcmsamm

pmNNmm

cfimcwn Nooo.o

mooo.ov

mN ooo ooo Noo.o q.N Noo.o mo.o N.N N

umNNmuos

Hm.N

umuamzman

pwoNxoNmm>m ~moNxomm>x umNNwxuN>x

ooo

Hawnww xNmmw» e=Neumx NoxuNz =Numøm

»Nm song AH AN

158 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

uxuwum

uoumm

COUNUWMHGMVOE

u«

maoaxn

mwmuwxwmmuu

Awoom Amomm mo5xmm moflxom

Amooofi Amoooq

H

omm

mm:=umw

zxwu

m|05xm.N m-oHxoN

Ammq

Amomm

^Nm«

Amoma Amomm

uwuamsmwawcououwwuwaa

Aqoooa

mm om mc

owfi 005 omm

cmo:

msxwl ^m^5v

AHmvumHmwmEmuw>Hm5umuc«> ^omvumHwvoEmum>5m5umuc«>

^5v

mvumHmvmEmum>Hm5umuc«> wvum5mvwEmum>Hm5u0u=w>

N

Hwucwuoum

muumHwvmEwum

AN5 An;

Hmuøwuoua

.ømumuwumccm

5 5 5 5

eu Am: Nxa

mcmaaamumcmfiemm

q~ n «N «N m 5 «N

xme om xme xme xwfi nas xme xme mm xma xms xme

a

:«

NnN.N

ooo

Amcwumaamvoucwm

w«xomvHmm>m umv«xomm>M uwxomwow>x

com

ovcwm>m Amvaxoaoz

HHUDNH vmE uwoum

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 159

uxuwum

noumw

w«

wvmuwxmwmnu

Vmccca

cmu

cccc ccca

m«caumw

mega:

umvmum :xmu

M

Ammq

Vmccm

uwuamsmmcwcmuoumwuwaa

wa mc

cma cmc own

ON

nmHwwcmwEmHo

ccca

mxmcwm

cmo:

cowcoq

pmwaflcuma

muwaw

:oo

cmaamwoevuomcmum

cmmmmHwu=v«xomwaww>w

EHOSMUOUM

mm

mum

ma\m1

H m

^N^:c

umcxmu

muonmumu Eaosxooum

AHww.Hm~mvwEmum>Hmn.~wu:«> Aoww.~m~wumEwum>Hmsumu:«>

M

mupmamvwewum>amsumucw>

m

umvø:

ummcmcums

.:«

umwamcuws

AN; An;

Hcucmcopc

W M g

ooo

umum

xw AN cm cm cc

wcuncaamumsmfiamm

a 5

uwumw

umwcwcuma

.:wuHm:c«xomw>x

mm

mum cmw

cwuHm:n«xomm>x

umwcwcumfi

ams xms xme xms xma

mumsmm

cc

mum

^.muuouc

vws

mum

umuwm

N

umumcomuuomoum

ma ma wa mm wc

cwwwumaawvos

~un.~ mu.\..~

m m

umuwmmn umuwmmn umuwmmn umcxmumn umuwmmn umummmn

_§xo:.~mm>m .uwvmxowm>M

N N

w«xo:uwm>v_

om mm

Hflmama Hawnmm.

3 AN 2 3 Q S C 8 8 W

160 Utsläpp. Spridning och _föroreningshalter

uxumum

uoumm

wH

moaxom

mvmuoxflwmuu

Awoom Soi moflxmm mnoñxn

mwc:umm

nsamz

umvmum

:xmu «

m:maxo.o

umHwvcmwEHo>

mxmcwm

cmo: Amomm -oaxm

umwcmcume

Ammm Awmw

covcoq

Eaozxuoum

cwaamwoemvuowcmum

:oo

mumaw

:mammHwu:v«xoHwHwm>m

mm

mum

H m M

umcxmu

wuonmuwo Eaosxuoum

2:

mwumamvwEmum>am:uwu:w>

wmvs:

umwcficume ummcqcuwe

s

Säouoä

c 5 M x M

muum~aumemum

s

umum

m

«N N\H w L «N

pmuuo

umwcacume

.Cwuam£v«xomm>x

mum cmv

:muamnv«xomm>x

mum

^.muuowV umwcqcume

xma xme ams xnfi xwe

mumemm

om

mum mu

uwuww

Am

umuocowuuomoum

mm ma mm ma mm

mun.~

m m

umcxmuma

cwu›a^mvoNcmm

umuwmmn umuummn umuwwmn umuwmwn

Am

umummmn

N N

wvømw>m

om mm

Hampus uwoum uflxofiox

AH Q Am 3 Q 3 C S Q

Utsläpp, Spridning och föroreningshalter 161

mEumuumwm

Nm mH HH H mn H

m=umuHm;mm:HøouoHnwuw=H

m

om

mm:HmxoH

H

Hm mH m H HN

mwmfi

H

cH oo mm om om

umHHm

N mm om

HHHu

coo

uoHHm4

com

wczuwxmm

m oH m om m

was

mxgao

cmwmumHHouoa

amuu

mHc=umw

xmu xmu xmu

|mcoHmmHEm |mcoHmmHEm

N

mH::umw mH::umw mmuvwn mwmcsumw

H

wmgvwn

H :mo coo :mo :mo

mmunHm

uwoum

^cwvummvHuwcwHv

qH.N

mm>m uwvHxowm>M

Haonma mwcmm>w =Hvm=m uHxoHoz

»Hm

162 Utsläpp. spridning och föroreningshalter

Tabell 2.725 Resulterande vinterhalvårsmedelvärden ovan tak i 25 000 inv staden, kraftverksalternativ 1-4

pg/m

Alternativ 1: oljeeldat l 000 Mwel rökgasrening

Förorening Ytterområden

Innerstad

Halt Ökningz Halt Ökningz 31 7 13-18 20-30

S02

S02

halter, rökgasrening 31 7 11-16 7-10

S02

halter, rökgasrening 31 7 11-16 7-10

S02

Utsläpp, spridning och fororeningshalter 163

raamums

Hos:

AHxumuwmux

uwuamn

Amoqmuoma

000 oem

N www: H

Hmzz

noe

umvawaox uwuamsfiamu

EOUHOMHOUOE

^mooN-qw

ooo

H mwma omm

cmvmum

wowummmummu

CWHW

H032

nmmwxwu

Eaonxuoum

Haflu

AHxuwuwmux

coo

wcwdmu

N mo omm oac M

cmvuw~/mvwuuuox

wvmuwmmamxoa

.N am

Hoz:

umwcmcume

.na

umvammmao

nova:

Imwwxmu wcwamu

.vowummwumaww

.uwaox

oam oqq H

cwvmcme

mum

xuwuwmux

H

.umwc«cwuouwwuw=H

mun

Aøwvmumv

cowuowuouoz

cm

w:«cEumam:

mumamm

uHmLHmm>m

Amoco

pmm umw

amma

øoaamvosvuowømum

cum Amoma q omfi Amoum

vmømE

uww

vmøms

ma

mcmumumv

e\w2

M

ovmaxmuwn

uouon

mumamm mumamm

n

MNUUMM Amwma

umuww

A50 A20 L A50 nzv u\A

.umoum .umoum

mm mm

xma xma

m:«:Euwam:

.:w

oum.m

Hfiusmooum Hfluaooopa Hwuamooua Hwucwuoum umuwmmn umcxmumn umuwmmn :w:o«ummum

.w«xo«vamm>m .uwv«xomm>M

møumuams

xmu

aawnmm. wH==umm mu:mw>m mfl:=u~m wv:mm>m

:oo mmv mm mm mm mm cmo

AH AN Am Ae Am

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 165

2.8 NEDFALL AV FÖRORENINGAR

2.8.1 BAKGRUNDSNEDFALL AV METALLER

Endast kortare mätserier finns tillgängliga för nedfall av metaller i Skandinavien. Tabell 2.8:1 och 2.8:2 visar en sammanställning av mätningar som utförts i Sverige, Danmark och Norge samt som jämförelse uppgifter från England, Kanada och USA. Mätningarna är utförda i bakgrundsområden utan lokala källor och har utförts med hjälp av mossor, snöprofiler och nedfallstrattar. Som väntat visar mätresultaten stora variationer. Enligt Tylers mossundersökningar (Rühling och Tyler, 1973) är nedfallet i Sverige störst i södra och västra delarna av landet och det avtar norrut. Figur 2.8:4 visar kadmium, bly, kvicksilver och kromnedfallet i Skandinavien mätt som uppsamlad mängd i mossa. Att nedfallet är så stort och av betydelse ur miljövårdssynpunkt visar en överslagsberäkning av metallnedfallet i våra stora sjöar och Östersjön, se tabell 2.8:3. Därvid har antagits att nedfallet på vattenytor är lika stort som på land. Underlag som gör det möjligt att uppskatta källorna till bakgrundsnedfallet av metaller saknas.

166 Utsläpp. Spridning och föroreningshalter

uumuumaamwvmz

mumnmma:

umaqwouamcm Hmuumgumaamwuwz

nwmmmwwmz

: : : :

eacmmcmm umuumuu

:

uoumz

:

mam mam mum :wamv

cm coo omm omm oom com Iowm oem oqa coo omm omm oom

oq om

n I

pm omq oqm omm omm Ha oqa oo coq oc ooq imm om om an omm oom oom

Hz om om aa em 0 om mm Hm ma

q.Nv

oz

omm ooa

um

sz ooa mm oom

:oo

mm m.o m.m

ms

uwm omm omm oomm omm

om qw

m

omm mmm omm

ooav

ao om ma Hm ow N «H om

oqst

ma om ma ma om om

no NH

m

oo m .m m.m m m

ømwuwwv::uwxmnHmamwvwømamumewcsy

m

|H.H

n

uu m.q m.m o.m H m o.m m

omv

N m N

m q.m N m

A

^qHV

um

u=m:m

Amnmm3mu

H

Amumummvcsuwxmn umummwmsumxmn

m: =

Amwuoz

mmuwwaamxm

av

^cEmLIov

uommwumum

oqummco

mammmaa

mw.m

..mV

Avammmwcmqxømwmmmv

mv

Amauumq

Hnw.m

^uømso:

Hmcmumwuamamem umvmusomumxwøcwm

^commuouc

.z

cmmwmwmumwcflq

^umempz.m.mo

mmm

aamswuflpfls

Hñmnmu

Hmvmmumm uassmpom Awcoñsmmo mxmcmn umwdwum mxmcmm mvmcmz wamawcm

ex

aawnwe

m

Hmxog ^qHo cmo .q.v mvum

ow «V xv H

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 167

Tabell 2.8:1 (forts.)

1) Statens Planteavls Laboratorium (Statens Jord-

brugs- og Veterinaervidenskablige Forskningsråd,

1976) 2) (från Hovmand, 1976) 3) (från Cawse et al, 1974)

Tabell 2.8:2 Metallhalter i nederbörd, bakgrundsstationer pg/1 enligt SNV PM 428; Peirson et al, 1972

Vättern och Östersjön ton/år

(5585 kmz) (1912 kmz) (366000 kmz) (202000 kmz)

168 Utsläpp. spridning och jöroreningshalter sou 1977;63

Pb .. .=.~2a., Cd

2.8:4 Koncentrationer av Pb, Cd, Hg och Cr Figur (ppm torr vikt) i mossan Hylocomium splendens i Skandinavien. Platser med koncentrationer eller lägre än klassgränserna är utmärkta högre med o resp A

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 169

2.8.2 PARTIKELOCH METALLNEDFALL KRING KRAFTVERK - MED UTGÅNGSPUNKT FRÅN EN SPRIDNINGSMODELL

Naturvårdsverket har uppdragit åt SMHI att utföra nedanstående beräkning av deposition av partiklar från ett koleldat kraftverk.

2.8.2.1 Inledning

Vid studier av miljöpåverkan från koleldade kraftverk utgör depositionen av partiklar emitterade via rökgaserna ett problem. Behov av kartläggning av denna deposition på såväl lokal som regional skala (upp till minst 1 000 km) föreligger. Avsikten med denna rapport är dock endast att i korthet diskutera några av de frågor som är av väsentlig betydelse för bestämning av partikeldepositionens storlek, samt göra vissa grova uppskattningar av depositionens fördelning under vissa speciella antaganden.

Det bör emellertid redan här betonas att forskningen inom det område som berör atmosfäriska aerosoler och deras deposition på mark och vegetation är relativt ny. En rad grundläggande frågor är ännu i stor utsträckning obesvarade. Flertalet av de depositionsmätningar som gjorts avser dessutom laboratorieförhållanden (vindtunnelexperiment). Endast i något enstaka specialfall finns resultat från fältmätningar.

2.8.2.2 Förutsättningar

Beräkningarna av partikelspridningen och depositionen har utförts med de i tabellerna 2.8:5 och 2.8:6 angivna data för kraftverk och partikelemissionen. Dessa data har hämtats från avsnitt 2.3.

Tabell 2.8:5 Tekniska data, som utnyttjats för beräkningarna, avseende det koleldade kraftverket.

Partikelemission 384 kg h_l

Rökgasernas värmeemission

440°MW

Rökgastemp 150 C Skorstenshöjd 250 m _1 Utnyttjningstid 5 000 h år

Hela emissionen förutsättes ske genom en skorsten.

170 Utsläpp, spridning och föroreningshalter _

Tabell 2.8:6 Den vid beräkningarna antagna storleksfördelningen för de emitterade partiklarna. Tabellen anger den procentuella massan av partiklar mindre än en viss storlek

Aerodynamisk diameter Kumulativ frekvens (Z) (pm) avseende partikelmassa 1 0,01 2 17 3 43 4 62 5 69 10 100

2.8.2.3 Diskussion av partikeldeposition

Partiklar bortförs från atmosfären genom flera olika processer beroende på bl a partiklarnas storlek och vilka ämnen som betraktas. De viktigaste sänkmekanismerna är:

l) Sedimentation, vilken är av signifikans endast för partiklar med en diameter större än 10 pm (beroende på partiklarnas densitet).

2) Diffusion av partiklar till mark och vegetation genom molekylära rörelser. Den är av betydelse endast för partiklar mindre än 0,1 pm (Aitken partiklar).

3) d v s partiklar som fastnar på mark Impaktion och vegetation när partikelbemängd luft strömmar förbi. Impaktion har troligen störst betydelse för partiklar med en diameter mellan 0,1 och 10 pm.

4) Rain-out beroende på: a) konsumtion av kondensationskärnor vid bildandet av molndroppar b) diffusion av Aitken partiklar till molndropparna.

5) Wash-out beroende på att fallande nederbörd *Ti* . fangar upp aeroso1part1k1ar.

Processerna 4 och 5 utgör den s k våtdepositionen medan processerna l-3 ofta brukar gå under beteckningen torrdeposition. Vid beräkningar av torrdepositionen brukar man ofta arbeta med begreppet depositionshastighet, vd, som kan definieras som kvoten mellan det torra flödet av partiklar till underlaget, F, (massa per tids- och ytenhet) och luftkoncentrationen, x:(massa per volymsenhet). I stillastående luft är depositionshastigheten för stora partiklar lika med sedimentationshastigheten, men mera generellt är vd beroende av samtliga processer l-3.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 171

Detta kan schematiskt illustreras som i figur 2.8:7. Den torra depositionens storlek beror även på det vertikala turbulenta flödet nära marken. Den angivna kurvan avser därför en viss turbulensgrad. Ökar den vertikala turbulensen ökar också v . Det framgår av figur 2.8:7 att vi i denna undersökning inte behöver ta någon hänsyn till sedimentationen, eftersom de från kraftverket emitterade partiklarna är mindre än 10 pm.

Vd

(relativ skala)

I

sedimentation mole lür total torrdeposition diffus: n

/

0.1 1.0 170 Partikeldiameter

(/um)

Figur 2.8:7 Schematisk beskrivning av depositionshastighetens relativa variation beroende på olika sänkprocesser.

Fältmätningar av värdet v vid olika terrängtyper, vegetationsförhållanden e c saknas emellertid. Det medför att de försök till beräkningar av partikeldepositionen, som har gjorts i denna undersökning, endast har kunnat baseras på laboratoriemätningar. De undersökningar som främst utnyttjats för bestämning av depositionshastigheten är Chamberlains och Cloughs. I dessa undersökningar har partikeldepositionen till några olika underlag (gräs, mossa, korgar av mossa) studerats vid vindtunnelexperiment. Vid mätningarna av depositionen till korgar av mossa var dessa placerade på 10 cm höjd i vindtunneln. Vindhastigheten, u, mättes på flera höjder och i varje experiment bestämdes friktionshastigheten, u , och skrovlighetsparametern, från utzo, trycket

172 Utsläpp, spridning och föroreningshalrer

u = där k = von Karmans konstant. Man

å“1n z/zo

erhöll 0,37 cm för plan mossa och 1,0

zo-värdet

cm för gräs.

Några resultat avseende partikeldepositionen från Chamberlain och Clough framgår av figur 2.8:8. Där anges de uppmätta depositionshastigheterna för tre olika underlag, som funktion av partiklarnas storlek. Det framgår att depositionshastigheten har ett minimum vid en partikelstorlek på ca 0,5 pm och att kurvornas utseende i princip överensstämmer med den angivits i figur 2.8:7. Depositionshastighetens absolutvärde varierar dock avsevärt beroende på underlagets beskaffenhet och de meteorologiska förhållandena.

-TOG) IOO TC . -noo E x .. KJ- - .; B _ -loo ‘- __ Mossboqs å 2 *Im å E g U _ivo W - |o*__ 9

L -m no

da | L l n L I L x 1 LJ po* no IO IQ IDO Duo. o! pcrflde. W

Figur 2.8:8 Effekten av partikelstorlek på depositionen till g5“s, mossa och korgar av mossa. u = 37 cm s . Efter Chamberlain och Clough.

Utsläpp, spridning och jöroreningshalter 173

2.8.2.4 Beräkningsresultat

Lokal spridning

Beräkningarna av partikelkoncentrationen i närområdet omkring kraftverket har utförts med hjälp av SMHI:s befintliga skorstensmodell. En beskrivning av beräkningsmetodiken och en diskussion av de s k risknivåerna framgår av tidigare gjorda spridningsutredningar vid SMHI (Bringfelt och Persson, 1975) . I detta fall har risknivån 50 Z valts d v s beräkningarna har utförts för det mest sannolika plymlyftet. Spridningsstatistik har hämtats från Ågesta. Beräkningarna har utförts för en

helt symmetrisk vindros (l2,5 Z i varje 45°-sektor)

Några sänkmekanismer finns emellertid inte inkluderade i denna spridningsmodell, varför depositionsberäkningarna inte har kunnat utföras på ett helt tillfredsställande sätt. De presenterade resultaten får därför endast tas som en första grov uppskattning.

Vid beräkningarna av den torra depositionen har begreppet depositionshastighet utnyttjats. De i tabell 2.8:9 angivna värdena, vilka i stor utsträckning bygger på de i figur 2.8:8 presenterade resultaten, har använts.

Iabell 2.8:9 Tabellen anger de vid beräkningarna

Fall I avser värden på v för ett plant underlag av gräs och mossa. Det är emellertid troligt att depositionshastigheten är större för andra typer av underlag, bl a skogsterräng. Därför har beräkningar även gjorts för de i fall II angivna högre värdena, vilka får ses som en subjektiv bedömning av tänkbara depositionshastigheter över kuperad terräng och skog. Större värden på v och därmed större

torrdeposition kan emellertiå tänkas. Den i figur

2.8:8 angivna kurvan för korgar av mossa avser dock en mycket speciell situation. Dessa v -värden torde inte direkt kunna tillämpas för depositionsberäkningar med den numeriska modell som här utnyttjats.

174 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

Våtdepositionen har beräknats för ett värde på urtvättningskoefficienten (beroende på urtvättningseffektiviteten och frekvensen längden

ooh

av nederbördstillfällena) på 1/50 h , vilket innebär att föroreningarna antas bli urtvättade relativt snabbt (efter l/2-1 h) när nederbörd faller (Högström, l973; Rodhe och Grandell,1972)

I 2.8:10 presenteras de beräknade våt- och figur som funktion av avståndet torrdepositionsvärdena från kraftverket. Med de gjorda antaganden fås alltså en som i flertalet fall är våtdeposition större än Våtdepositionen beräk-

torrdepositåongn.

nas till ca 100 år på 5 km och avtar med mg m ökande avstånd. Orsaken till torrdepositionens relativt låga värde nära källan är kraftverkets

mycket höga skorstenshöjd plymlyft

ochzstora

250 A-värdet 1 500 m s ). I figur 2.8:ll (h m, har relativa variation mellan torrdepositionens sommar och vinter illustrerats.

Deposition

mg rñz år*

våtdeposition

80-. -1 di 60

LO

20..

Figur 2.8:10 Beräknade depositionsvärden, som funktion av avståndet från kraftverket, för de i - våtdetexten angivna förutsättningarna. anger -- och -.- avser med position, torrdeposition vd enligt fall I resp fall II (se tabell 2.8:9)

Utsläpp, spridning och jöroreningshalter 175

Torrdeposition (relativ skala)

A

i

0 20 4b 60 eb Avsâtåil

(km )

Figur 2.8:11 Torrdepositionens relativa variation mellan sommar och vinter.

Spridning på regional skala

En mycket översiktlig bedömning av spridningen på större skala av de från kraftverket emitterade partiklarna kan göras med av beräkningar pre-

hjälp

senterade av Bolin, Asplin och Persson 1974. I den rapporten redovisas bl a beräkningar av sänkmekanismernas (våt och torr deposition) betydelse för föroreningarnas uppéhållstid (residenstid) i atmosfären. Dessa beräkningar gjordes under antaganden om stationära förhållanden i tiden (vilket är relevant i detta sammanhang) för olika skorstenshöjder, vindhastigheter och skrovlighetsparametrar. Beräkningarna inkluderar såväl våt- som torrdeposition och bygger på ekvationen

J-(1: + Källa - =

gig.)

(z) Sänka (z) o Dz där q = koncentration z = höjdkoordinat D.= kuxz 205 z H = 100 m D = kUXH z H = 100 m med gränsvillkoren = z = vdq kuxz _a_3 20 32 q=O 2.739

176 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter

I figur 2.8:l2 återges de därvid beräknade uppehållstiderna för föroreningar i atmosfären beroende på vindhastighet, u, depositionshastighet, v , och skrovlighetsparameter,

20. Urtvättnings-

koefficienten har antagits vara l/86 h . De presenterade resultaten avser en effektiv skorstenshöjd på 300 m, vilket relativt väl överensstämmer med förhållandena för det aktuella

kraftverkegl

avseende u = 4 m s Diagrammet vindhastigheten kan sägas representera medelförhållanden. Ett typiskt värde för skrovlighetsparametern för mellansvensk terräng är 0,5 m. För dessa värden på u och och med de i tabell 2.8:9 angivna depositions- 20 hastigheterna erhålles uppehållstider på 40-70 timmar.

Den i figu 2.8:l2 antagna urtvättningskoefficienten 1/86 h är dock möjligen för liten. An-

på något

vänds i stället värdet 1/50 h (Bolin och Persson, 1975) erhålles uppehållstider på 30-45 timmar. Under antagande om en i blandningsm deltransporthastighet skiktet på 6 m s innebär dessa uppehållstider att 85-90 Z av föroreningarna fortfarande finns kvar i atmosfären efter 4,6 timmar d v s på l00 km avstånd från källan. Motsvarande värden på l 000 km avstånd är 21-35% att transporthastig-

under_f6ruts§ttning

heten är 6 m s .

En liknande uppskattning av mängden föroreningar i atmosfären kan även göras med hjälp av de i föregående avsnitt beräknade våt- och torrdepositionsvärdena (baserade koncentrationsberäkningar med på hjälp av SMHI:s skorstensmodell). Utnyttjas dessa beräkningar fås att 75-80 Z av de emitterade partiklarna fortfarande finns kvar i atmosfären på 100 km avstånd från källan. Siffrorna avser II resp fall I för de i tabell 2.8:9 angivna värdena på v . Det bör emellertid observeras att SMHI:s skorstensmodell inte inkluderar några sänkprocesser, varför en systematisk överskattning av depositionen görs med denna metod. Denna överskattning är mest beför torrdepositionen på stora avstånd från tydande källan.

Avslutningsvis måste osäkerheterna beträffande urtvättningskoefficienten och depositionshastigheterna återigen betonas. Även spridningsberäkningarna medför betydande osäkerheter, främst p g a att sänkmekanismerna inte är inkluderade i den utnyttjade spridningsmodellen. Slutsatser, som baseras på resultat presenterade i denna rapport, bör därför dras med viss försiktighet.

Utsläpp, spridning och jöroreningshalter 177

.E m

|wwummnwcm

com

.awaomv

cwumswwummnmc0«u«m0mow

um

nmmcmcouopww

m\ :oo .Hus

cmvmnsmcmumuoxm

A V

so_ som

Aouv omxa

mo_ mic

pmm

na _ o

um

_ m

Aqmma

cmwmuwaamzmmmb

_

coq

_-

cuwumEmummmum£w«Honxm

58?;

.Any

comuxcøw

:om

N .

.aommumm

N-

www:

øwucwwumuwmoxmwcwcuuwuu:

Eom E

_ m- N

:oo

N~uw.~

o

som

~

cwuwmmoaum

mm

.

e-

wc«Hnm

mo.: Nu;

an..- m.-

uswwm

—u1

.^vv swam:

A A c m, 3,

m2.. EE

om :Oc goo

som;

mt.:

p

mo_ EE

å..

c mo_

u n

9 r o a _ o

_ _ 7 7 á

r / _ N-

:om

u- ,

_ _

m- m-

o

N ou

;om

/;omm--

_ _

mo. E N‘ .7 mo. E 0 .Y

j —|J I. 1 _-x Non T

178 Ursläpp. spridning och jöroreningsha/Ier

För att på ett säkrare sätt kartlägga partikeldepositionen runt ett kraftverk fordras såväl fältmätningar av den torra och våta depositionens effektivitet under olika förhållanden som utvecklandet av en spridningsmodell där sänkmekanismerna på ett realistiskt sätt inkluderas i beräkningarna.

AV SMHI erhållna data har använts för att beräkna metalldepositionen för de i avsnitt 2.3 redovisade exemplen på koleldade kraftverk. se tabell 2.8:l3. De två värden som angivits i tabellen för varje metall, avstånd och kraftverk beror på de antagna värdena för depositionshastigheten.

2.8.3 PARTIKEL OCH METALLNEDFALL KRING ETT KRAFTVERK - MED UTGÅNGSPUNKT FRÅN DEPOSITIONSMÄTNINGAR

I avsnitt 3.3 nedan har beräkningar av nedfallet kring kraftverken gjorts med utgångspunkt från uppmätning av vanadin i bladmossa omkring kraftverket i Karlshamn (max 1 600 Mwel, l4O m skorsten).

En jämförelse av beräkningarna visar på stora skillnader. Utgångspunkten med mätningarna av nedfallet omkring Karlshamnsverket ger procentuellt betydligt större värden i närheten av källan än de teoretiska beräkningarna. Osäkerheten i spridningsmodellen för deposition av partiklar har ovan framhållits. Även mossmätningar är behäftade med stora fel. Därtill kommer att utgångspunkten för beräkningarna i mossfallet varit vanadin från ett oljeeldat kraftverk. Partikelstorleksfördelningen hos vanadin stämmer säkert inte överens med den för olika metaller i ett koleldat kraftverk och därmed får man stora fel vid beräkningarna. Kunskaperna om deposition av metaller omkring punktkällor är mycket ofullständiga och ovanstående överslagsberäkningar är vad som kunnat göras inom den tid som stått till förfogande. Någon möjlighet att uttala sig om beräkningarna utgör ett max resp min alternativ finns inte men de bör kunna gränsa in storleksordningen. Vid bedömning av effekterna i miljön av de framräknade metallnedfallen måste hänsyn tas till osäkerheterna i grundmaterialet, som gäller både utsläppssiffrorna och depositionsberäkningarna.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 179

ex on

xuouwmux HH.o-Hmo.o

m.H-o.H

~mo.o-N~o.o

m.H-m.H

om.o-Hq.o

oN-nH oH-mH

ooo

mw-oo. ~.q-q.m H.w-o.ø

o-mm

o

H10

mvmvawaox

ex

oomH-o~wH

ma-

H.Nuq.H omH-NoH

He.o-Hq.o

omm-oe~ oom-oo~ o.m-q.o

cwuw ømuqm qm-m~ mm-mm

m:\wE

m

ooH-o m

umaamumewcau

.^m.u A

uumcmm

ex

ommuowm

oo~oH-ooqn ooo~-oowH oooN-oomH

oqN-omH om~-onH ouofluoqn

mmuqo qonwq qH-oH

umuamnaawume

omao H.q-a.~

m

uwwacw

Hamwumz

amma

ooomauoooma

cum

oooauomm

oommaooom

omaamm

ooqaoom o›H-omH oqquoqm

mmnam

ex

ooHm-oooq oomfiuoomfl

n.n-H.o

mHuw.m

.auzz

uwcowmmwawv

oH-o

Havana

000 N m wo oo po no az oz az am um am

180 Utsläpp, spridning och föroreningsha/rer

ax

ooo

m.o-q.m o~m-oHm m.~aN.H om_-ooH oo~-oqH ommuooq

m~-¢~ m~-q~ om-Hq mm-mq mm-om afiumfi

H-o

ax

ooq~-oooH ooHm-ooHN oooH~-oooN

oofiauomn

omfiumm mmuma

oo~N-oon¢

ommao~m omm-o~m oom-oo oo~-o~q oom-oq~

ooH-o

MOM

.n

ooomoxoooom

ooomnooow

ooooH-oooHH

omwnomm

oomouoomq ooq~-ooNH

ooofiwxoooma

ooqn«oo¢m oooq-oomm

ex

ooom-ooo~ oo~q«ooqm

omazoqfi

omao

HNUHMLHANUQE

T333

mwmc

ooomauooom

ooommuoooam

ooouuoomm ooonuoonm

oomuomm

oooomfiuooooflfi

oooom-oooom oooqauooofifi oooom-oooq~

ooeanooufi oomm-ooon oomq-ooom

ax

mTw.N

.Ho3z oH:o

coo

Sunny

N m co oo po ao az oz “z pm om :N

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 181

2.8.4 NEDFALL AV KVICKSILVER

Kvicksilver är en metall med mycket stora negativa effekter på miljön och det kan förekomma i stora mängder i rökgaser från koleldade kraftverk, se avsnitt 2.3. Kvicksilver emitteras i gasform varför en särskild beräkning av nedfallet utförts. Tyvärr saknas i stor utsträckning kunskaper om hur kvicksilverutsläpp från en punktkälla deponeras, men relativt omfattande forskning och utredningsarbete pågår på området. Vid beräkningarna har valts förutsättningar som innebär att huvuddelen av kvicksilvret deponeras nära källan (inom 10 km avstånd) resp på stort avstånd från källan (1 000 km) samt att torrdepositionen är lika med noll. Som framgår av förutsättningarna är osäkerheten mycket stor vid beräkning av depositionen. En uttvättning på så kort avstånd som 10 km är osannolik men har medtagits som ett max alternativ. Beräkningarna har utförts av Ulf Högström, Uppsala Universitet. I avsnitt 2.9.2.3 nedan används framtagna data för beräkning av kvicksilverupptagningen i fisk.

Enligt givna förutsättningar emitteras 6 ton Hg/år från en punktkälla. Våtutfallet skall beräknas under tre alternativa förutsättningar: Utfallet är fullständigt inom respektive 10, 100 och 1 000 km från källan.

Det bågvis integrerade utfallet antas avta expontiellt med avståndet från källan. Detta är helt riktigt om utfallet lokalt är proportionellt mot den vertikalt integrerade koncentrationen av kvicksilver och om proportionalitetsfaktorn är en konstant. Av kontinuitetsskl följer då att våtnedfallet d(x,Y) (gram Hg/m .år) i en punkt på avståndet x och i riktningen V erhålles:

d(x,/) = f Q. g (Y)

[.x/1.]

exp (1) 2#xÅ

med följande beteckningar:

Q = källstyrkan (6xl06 gram Hg/år)

f = andel av all tid då nederbörd förekommer g(V) = relativ vid nederbörd vindriktningsfrekvens vf

m4¢=1)

(/7

= våtutfallets längdskala För x ca 500 m sättes x = 500 i ekv (1)

Det i förutsättningarna givna begreppet fullständig uttvättning har för praktiskt bruk översatts med 95 Z uttvättning. 95 Z uttvättning erhålles för x = 31 . Det innebär att vi genomför beräkningarna för Å = 3 km, 30 km och 300 km.

182 och föroreningshalter Utsläpp, spridning

Storheten f (d v s den relativa nederbördstiden) är ca 0,13 för såväl öst- som västkusten.

I resultattabellen (se nedan) anges storheten d/g (V) för 10 avstånd för de tre Å-värdena. Depositionen, d, erhålles då genom att man multiplicerat tabellvärdena med g (Y) som ges här för två stationer.

Vind från 35° 30° 125° 170° 215° 260° 305° 350° 35°

Bromma 1,12 1,12 1,12 1,26 0,87 0,48 0,68 1,36 Torslanda 1,08 1,08 1,20 2,17 1,32 0,48 0,18 0,48

Resultattabell. Tabellen ger d/g(Y), där g(V) erhalles fran separat tabell, där angivet i gram Hg/m2.år. x är avståndet från källan i km.

. x l= 3 km l= 30 km Å= 300 km

7,0xl0_å 8,lxl0_å 8,3xl0_:

0,5 1

2,9xl0_2 4,0xl0_3 4,1x10_4

1,1x10_3 2,Ox10_4 2,0xl0_5

1,6x10_4 7,0x1O_4 8,1x10_5

10 4,0x10_

l,5xl0_6 2,9x1O_4

2,6xl0_11 1,lxl0_5 2,0xl0_6

50 4,8xl0

1,6x10_6 7,0xl0_6

l,5xlO_8 2,9x10_6

200 2,6x1O

1,lxl0_7

400 2,7x10

Exempel på tillämpning av tabellen:

Hur stort nedfall erhålles vid östkustlokalisering för en punkt belägen 1 km syd källan om Å=3 km? - Gå först in i tabellen ovan, raden för övre Br0mma Och ta Ut 8 (V)*värdet föf nordlig vind, d v s vind mellan 350° och 35°: = Gå g(V) 1,36. sedan in i stora tabellen ovan: för x = l km och Ã= 3 km = d v s

d/g (V) 2,9x102,

eräålles

d = 3,9x10 gram/m2.år.

2.8.5 NEDFALL AV BLY P G A UTSLÄPP FRÅN MOTORFORDON

Se avsnitt 3.3

Utsläpp, spridning och föroreningshalrer 183

2.8.6 NEDFALL AV SVAVELFÖRENINGAR

Depositionsberäkningarna i detta avsnitt har på naturvårdsverkets uppdrag utförts av docent Ulf Högström, Uppsala universitet.

2.8.6.1 Beräkningsförutsättningar

Beräkningar har utförts av det troliga svavelnedfallet över Sverige dels 1971/72 och dels 1985, med olika förutsättningar för elproduktion.

Utgångspunkten för beräkningen är i huvudsak två alternativ för elproduktion i Sverige. Ett läge med 13 kärnkraftverk i drift (alt A i avsnitt 2.2) och ett läge då kärnkraften ersätts med fossileldade kondenskraftverk samtidigt som man ökar användningen av kraftvärmeverk i Sverige (alt B i avsnitt 2.2). De fossileldade kraftverken har förutsatts lokaliserade på två olika sätt inom Sverige. Det ena fallet förutsätter en anläggningsstorlek på l 000 Mwel och en relativt likformig lokalisering runt Sveriges kuster. Det andra alternativet innebär i huvudsak en koncentrering av kraftverken till ostkusten samt att anläggningsstorlekar på 2 000 Mwel införes. De olika kraftverkslägena framgår av figurerna 2.2:2 och 2.2:3, avsnitt 2.2.

Eftersom utsläppen av svaveldioxid i Europa har sådan avgörande betydelse för nedfallets storlek i Sverige har beräkningarna utförts för två olika alternativ. Det ena alternativet innebär att svaveldioxidutsläppen minskar likformigt i Europa med 25 Z, det andra att utsläppen i Europa ökar likformigt med 25 Z jämfört med nivån 1972. De olika beräkningsfallen framgår av nedanstående sammanställning.

Scenario 1 (figur 2.8:l5)

Kärnkraft 63 Twhel Kraftvärme + mottryck 23 Twhel Kondenskraft 7 Twhel Lokalisering av tillkommande kondens- inga nya kraftverk kraftverk erfordras

Utländska källor Emissionen av svaveldioxid minskar med 25 Z jämfört med 1972

184 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

Scenario 2 (figur 2.8:l6)

Kärnkraft Kraftvärme + mottryck Kondenskraft samma som scenario l Lokalisering av tillkommande kondenskraftverk

Utländska källor oförändrade förhållanden jämfört med 1972

Scenario 3 (figur 2.8:l7)

Kärnkraft Kraftvärme + mottryck Kondenskraft samma som scenario 1 Lokalisering av tillkommande kondenskraftverk

Utländska källor Emissionen av svaveldioxid i Europa ökar med 25 Z jämfört med 1972

Scenario 4 (figur 2.8:l8)

Kärnkraft 0 Twhel Kraftvärme + mottryck 41 TWhel Kondenskraft 43 Twhel Lokalisering av Tre enheter på l 000 Mwel tillkommande kondens- placeras på ostkusten, kraftverk tre enheter på 1 000 Mwel placeras på Västkusten (se figur 2.2:2)

Utländska källor Emissionen av svaveldioxid i Europa minskar med 25 Z jämfört med 1972

Scenario 5 (figur 2.8:19)

Kärnkraft Kraftvärme + mottryck Kondenskraft som scenario A Lokalisering av tillkommande kondenskraftverk

Utländska källor Oförändrade förhållanden jämfört med 1972

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 185

Scenario 6 (figur 2.8:20)

Kärnkraft Kraftvärme + mottryck Kondenskraft som scenario A Lokalisering av tillkommande kondenskraftverk

Utländska källor Emissionen av svaveldioxid i Europa ökar med 25 Z jämfört med 1972

Scenario 7 (figur 2.8: 21)

Kärnkraft 0 TWhe1 Kraftvärme + mottryck 41 Twhel Kondenskraft 43 Twhel Lokalisering av Fyra enheter på 2xl 000 tillkommande kondens- Mwel och 2x2 000 Mwel kraftverk placeras på ostkusten, resterande enhet på l 000 Mwel på västkusten (se figur 2.223)

Scenario 8 (figur 2.8 22)

Kärnkraft Kraftvärme + mottryck Kondenskraft som scenario 7 Lokalisering av tillkommande kondenskraftverk

Utländska källor Oförändrade förhållanden jämfört med 1972

Scenario 9 (figur 2.8 23)

Kärnkraft Kraftvärme + mottryck Kondenskraft som scenario 7 Lokalisering av tillkommande kondenskraftverk

Utländska källor Emissionen av svaveldioxid i Europa ökar med 25 Z jämfört med 1972

186 Utsläpp. Spridning och _föroreningshalter

2.8.6.2 Kortfattad redogörelse för beräkningsmetodiken

Utredningsarbetet har föregåtts av en mer grundläggande undersökning (Enger, 1976). Denna studie baseras på följande datamaterial.

a. Mätning av medelvärden av det våta svavelnedfallet samt av svaveldioxidkoncentrationen i_luft på 12 stationer som är så belägna att de ej nämnvärt influeras av lokala källor. Stationerna ingår i det så kallade IMI-nätet (International Meteorological Institute) och mätningarna avser medel- ›värden för 1971 och 1972.

b. Detaljerad kartläggning av svavelkällorna i Sverige. Dels har använts en karta över svaveldioxidemissionerna fördelat i kvadrater av storleken l00xl00 km (se figurerna 2.3:l6-2.3:l8) dels en karta över alla svenska tätorter med mer än ca 10 000 invånare, dels en karta över alla punktutsläpp med större effektiv skorstenshöjd än 100 m.

Med hjälp av detta material har följande beräknats för var och en av de 12 stationernaz

1. De svenska respektive de utländska källornas bidrag till den observerade svaveldioxidkoncentrationen.

2. De svenska källornas bidrag till det observerade våtutfallet.

3. Den karakteristiska medelskalan för det våta utfallet, d v s det avstånd från utsläppskällan där 2/3 av det emitterade svavlets deponeras.

Resultatet av undersökningen under punkt 3 kan sammanfattas sålunda: Den karakteristiska våtutfallsskalan är på västkusten av storleksordningen 1 000 km, men redan 50-100 km inåt land har den ändrats till ca 100 km, vilken siffra även förefaller att gälla för landet i övrigt. Det är värt notera att detta resultat helt stämmer överens med de till synes motstridiga resultat som har erhållits vid nedfallsstudierna runt Stenungsund (Granat och Söderlund, 1975) å ena sidan och runt Karlshamns kraftverk (Enger,l976) och runt Uppsala (Högström, 1973) å den andra.

Analysen under l gjorde det möjligt att rita en karta över det utländska svaveldioxidbidraget i Sverige för utgångsläget (d V s l97l/72), analysen under 2 motsvarande för våtutfallet. Det svenska bidraget till såväl svaveldioxidkoncentrationen som till våtutfallet kunde därefter kartläggas i detalj genom beräkning av de kända svenska

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 187

källornas bidrag. Dessa beräkningar av det svenska bidraget genomfördes för såväl nuläget (d v s 1971/72) som för de olika prognoslägena för 1985. Inverkan av en 25-procentig ökning respektive sänkning av de utländska källornas styrka erhölls genom en motsvarande proportionering av fälten för det utländska bidraget till svaveldioxidkoncentration respektive våtutfall.

För beräkning av torrdepositionen har använts de beräknade koncentrationerna samt en enhetlig depositionshastighet av m/s.

Vd=8xl03

2.8.6.3 Resultatdiskussion

Scenario 1: Detta alternativ medför att svaveldepositionen minskar kraftigt i hela Sverige. I allmänhet minskar svaveldepositionen med 30-40 Z likformigt över hela Sverige,

Scenario 2: Detta alternativ medför att svaveldepositionen minskar i hela landet med ca 10 Z. Den största minskningen får man i inlandet samt i Norrland.

Scenario 3: Detta alternativ medför ingen ökning av svavelnedfallet i Norrland och norra Svealand. Däremot ökar svavelnedfallet för övriga delar av Sverige med ca 10 Z. Den största ökningen får man längs västkusten med ca 20 Z.

Scenario A: Jämfört med nuvarande förhållanden far man en minskning av svaveldepositionen med ca 20 Z på västkusten, inre delarna av Götaland och Svealand samt Norrland. Längs syd- och ostkusten får man i stort oförändrade förhållanden eller en liten minskning med några procent.

Scenario 5: Svaveldepositionen ökar i genomsnitt med ca 5-10 Z jämfört med 1972. Den största procentuella ökningen erhålles på ostkusten. En viss förbättring eller oförändrade förhållanden får man i inre Götaland och Svealand. I Norrland minskar nedfallet med ca 10 Z.

Scenario 6: En kraftig ökning av svaveldepositionen fås i hela Sverige. De största procentuella ökningarna drabbar södra Småland och norra Blekinge där man får en ökning upp till 50 Z. Längs ostoch västkusten ökar svaveldepositionen med 20-30 Z. Svealand och Norrland drabbas minst men även här ökar depositionen med ca 10 Z.

Scenario 7: Hela Sverige får en minskning av svaveldepositionen med 15-25 Z utom i östra Småland och Uppland där förhållandena blir i stort sett oförändrade jämfört med nuläget.

188 Utsläpp. spridning och föroreningshalter

Scenario 8: Detta alternativ innebär oförändrade förhallanden på västkusten medan ostkusten får en ökning av depositionen med ca l0-20 Z. En viss minskning eller oförändrade förhållanden i inre delarna av Götaland och Svealand. I Norrland minskar nedfallet med ca 10 Z.

Scenario 9: En kraftig ökning av svaveldepositionen fas i hela Sverige. De största procentuella ökningarna drabbar Småland och Blekinge där man får en ökning upp till 50 Z. Längs västkusten ökar svaveldepositionen med 20 Z. Svealand och Norrland drabbas minst men även här ökar depositionen med ca lO Z.

Som framgår av de olika utredningsalternativen har de utländska källorna den största betydelsen för svaveldepositionen i Sverige. Som exempel på detta kan Scenario 3 nämnas. Trots att Sverige minskar sina svaveldioxidutsläpp med 40 Z jämfört med 1972, medför alternativet att svavelnedfallet i Sverige ökar med ca 10 Z, Detta beror på att de utländska källorna har antagits öka med 25 Z. Ett annat sätt att belysa detta förhållande är att jämföra Scenario 3 och 4 med varandra. Scenario 3 innebär ett läge med 13 kärnkraftverk i drift med ett totalutsläpp i Sverige av svaveldioxid på ca 490 000 ton. Scenario 4 innebär en kraftig utbyggnad av fossileldade kraftverk. Totalutsläppet av svaveldioxid beräknas i detta fall till ca 720 000 ton. Svaveldepositionen i södra Sverige blir dock för Scenario 4 ca 30 Z lägre jämfört med Scenario 3, beroende på den stora minskningen av utsläppen i Europa.

För att få en jämförelse mellan elkraftproduktion med kärnkraft (alt A) och fossilkraft (alt B) kan Scenarios 1-3 studeras samtidigt med Scenarios 4-9. Av dessa framgår att depositionen kommer att öka med i medeltal ca 20 Z över landet, om kärnkraften ersätts med fossilkraft.

En jämförelse mellan Scenarios 4-6 eller 7-9 visar betydelsen av de fossileldade kraftverkens lokalisering. Lokalt, O-100 m från kraftverken, erhålles på ostkusten en större deposition men i övrigt är förhållandena i stort lika. Orsaken till att ingen särskild ökning erhålles på västkustområdet, även med kraftverk lokaliserade där, är den större sammanlagda svaveldepositionen samt de särskilda förhållanden som tycks råda i fråga om våtutfallet.

Resultatet redovisas i kartform i figurerna 2.8214- -2.8:23. De angivna värdena avser sk excesssulphur d v s det svavel som härrör från havsvatten (sea-spray) är fråndraget depositionsvärdena.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 189

2.8.6.4 Synpunkter på använd beräkningsmetodik

De redovisade resultaten i fråga om svavelutfallet bygger huvudsakligen på de undersökningar som utförts vid meteorologiska institutionen i Uppsala under ledning av docent Ulf Högström. Undersökningarna är av två slag: lokala depositionsstudier (runt Uppsala och runt Karlshamns kraftverk) samt en undersökning som på fleråriga mät-

data från 12 IMI-stationerx bygger och 4 stationer från

OECD:s Long Range Transport Project. Dessa undersökningar som utnyttjar olika metodik fullständigt ger inbördes helt överensstämmande resultat. Den sistnämnda undersökningen ger dessutom för Västkustområdet ett resultat som helt stämmer med vad Lennart Granat (Meteorologiska institutionen vid Stockholms universitet) erhöll vid sin lokalstudie runt Stenungsund.

Vid ett nyligen hållet seminarium för diskussion av frågan om svavlets karakteristiska utfallsskala, d v s det avstånd inom vilket den svavelutsläppta mängden deponeras, framförde emellertid Granat kritik mot dessa resultat. Hans inhuvudsakliga vändning gäller den korta utfallsskala (50-100 km) som Högström erhåller för huvuddelen av landet. För att skalan skall kunna vara så kort fordras en mekanism som möjliggör en mycket snabb oxidation av svaveldioxid till sulfat. för Förutsättningen att en så snabb process skall komma till stånd är att ammoniak i tillräcklig mängd finns i luften. Mätningar av ammoniakhalten i atmosfären har uppenbarligen ännu ej utförts. Däremot finns omfattande mätningar av ammoniakprodukten ammonium i nederbörd (t ex i det ovannämnda De OECD-projektet). ammoniummängder som erhållits är så stora att motsvarande ammoniakhalter måste vara av storleksordningen l-10 pg/m3. Överslagsberäkning av diffussionshastigheten i en skorstensplym visar, enligt Högström, att dessa ammoniakmängder i luftmassan är tillräckliga för att ge det i Karlshamn observerade ammoniumnedfallet som är direkt kopplat till svavelutfallet från den lokala källan. Dessa överslagsberäkningar samt laboratoriemätningar utförda av Brosset gör det troligt att den geografiska variationen i svavelutfallets skala är nära kopplad till ammoniakhalten i den förhärskande luftmassan. Denna hypotes har även stöd i de trajektorieberäkningar som gjorts i anslutning till de enskilda depositionsförsöken i Stenungsund och Karlshamn: utfallsskalan är stor i de fall då luften under de närmast föregående dygnen huvudsakligen uppehållit sig över hav och väsentligt kortare i de fall då den istället främst passerat över land.

x) IMI = Internationella Meteorologiska Institutet i Stockholm

190 Utsläpp, spridning och föroreningshalter Figur 2.8:14 Svaveldeposition 1971/72

(gram svavel/m2, år)

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 191 Figur 2.8:15 Svaveldeposition 1985, Scenario 1

{gram svavel/m2, år)

192 Utsläpp. spridning och jöroreningshalter Fi ur 2.8:16 Svaveldeposition 1985, Scenario 2 ?gram svavel/m2, år)

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 193

//0

/e./ I

//I //7

.z,/

Figur 2.8:17 Svaveldeposition 1985, Scenario 3 (gram svavel/m2, år)

194 Utsläpp, spridning och /örøreningshalter Figur 2.8:18 Svaveldeposition 1985, Scenario 4

(gram svavel/m2, år)

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 195 Fi ur 2.8:19 Svaveldeposition 1985, scenario 5

(gram svavel/m2, år)

196 Utsläpp, spridning och föroreningshalter Figur 2.8:20 Svaveldeposition 1985, Scenario 6

(gram svavel/m2, år)

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 197 Figur 2.8:21 Svaveldeposition 1985, Scenario 7

(gram svavel/m2, år)

198 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter

2.8:22 Svaveldeposition 1985, Scenario 8 Figur

(gram svavel/m2, år)

Utsläpp, spridning och _föroreningshaller 199 Figur 2.8:23 Svaveldeposition 1985, Scenario 9 (gram svavel/m , år)

UIs/äpp, spridning och jöroreningshalter 201

2.9 DOSBERÄKNINGAR

2.9.1 DOSER VIA ANDNINGSORGANEN

2.9.1.1 Dosbidrag från uppvärmningsanläggningar och motorfordon i modellstäderna

Beräkning av individdosen, som erhålles per år, förorsakad av utsläpp från redan befintliga uppvärmningsanläggningar, bilar och bakgrund, har gjorts med utgångspunkt från de framräknade halterna för de olika föroreningarna i avsnitt 2.5. Hänsyn har tagits till hur länge olika personer bor, arbetar och vistas i trafikmiljö i modellstäderna. Vid beräkning av doserna har antagits att halten föroreningar från fordonstrafiken (koloxid, och bly) inne i fordonen är dubbelt

benzo(a)pyren

sa höga som ute på gatan och att halten av koloxid inne i bostäderna i innerstaden är hälften av föroreningshalten på gatan. I övriga fall och för andra föroreningar har använts de halter som finns ovan tak eftersom intaget för ventilationsluften i allmänhet är placerat på taket av byggnaderna. Vidare har antagits att ett år består av 200 arbetsdagar och att man vistas del av 200 dagar per år i trafikmiljö. Individdoserna framgår av tabell 2.9:1 och innefattar bidraget till bakgrundshalter och bidraget från uppvärmningsanläggningar och motorfordon. De angivna värdena avser ett genomsnitt för invånarna i de två modellstäderna. Doserna av koloxid och bly härrör till största delen (mer än 95 Z) från utsläpp av biltrafiken i modellstäderna. För benzo(a)pyren är dosbidraget från bilarna och oljeeldningen ungefär lika stora.

Följande tider har antagits för individerna vid beräkningarna:

Motorfordon arbete boende trafik-

2x105 inv 2,5xl04 inv miljö

1 h 0,5 h 8 h 14-14,5 h 1 h

2.9.1.2 Dosbidrag från fossileldat kraftverk

Härvid har förutsatts att kraftverket ej lokaliseras intill 200 000 invånarstaden utan endast in-

202 Utsläpp, spridning och föroreningsha/ter sou 1977;5g

till staden med 25 000 invånare och att det därvid är lokaliserat så att de maximala halterna beräknas inträffa över hela staden (det mest ogynnsamma fallet). De halter som använts vid beräkningarna är angivna i avsnitt 2.6. Utnyttjandetiden för kraftverket har antagits till 6 000 timmar. Vid beräkning av årsdosen har hänsyn tagits till detta. Individdosbidragen per år från de olika alternativen och för de olika föroreningarna redovisas i tabell 2.9:1.

2.9.1.3 Kollektivdosberäkning

Kollektivdosen har beräknats för de två modellstäderna med 25 000 resp 200 000 invånare. I tabell 2.922 redovisas kollektivdosen orsakad av bakgrund, befintliga uppvärmningsanläggningar och motorfordon. Härvid har beräkningarna grundats på de individdoser som redovisas i tabell 2.9:1 och det förutsätts att utsläppen från städerna endast påverkar invånarna. Kollektivdoser har beräknats för kadmium, krom, kvicksilver, bly, vanadin och benzo(a)pyren. Dessutom redovisas den kollektivdos som de olika fossileldade kraftverksalternativen orsakar för staden med 25 000 invånare. Härvid har förutsatts att utsläppen från kraftverken människor bosatta utanför staden. Viej påverkar dare den totala dos (summados) som fås från anges värmeanläggningar och motorbakgrund, befintliga fordon samt de olika kraftverksalternativen.

2.9.2 DOSER VIA NÄRINGSKEDJOR

2.9.2.1 Metallupptagning i jord

Generellt gäller att metallerna i mark till allra största delen härrör från ursprungligt innehåll i jordmaterialet. Tabell 2.9:3 refererar några av de översikter som finns om metaller i jordar och de svenska undersökningar som gjorts på området. Förorening av mark med metaller har flera olika ursprung och kan uppdelas i nedfall (se avsnitt 2.8), pesticider och gödselmedel. Tabell 2.9:4 visar till- och bortförsel av metaller till jordbruksmark (SNV PM 761). Tillskottet från atmosfären motsvarar ca en procent av markens innehåll av kadmium och bly. Ungefär lika mycket kadmium kan komma från handelsgödsel. Bortförseln av dessa metaller via grödor är obetydlig jämfört med tillskottet. Urlakning av metaller från jordar diskuteras närmare nedan i avsnitt 3.3.

Som framgår av beräkningarna i avsnitt 2.8 kommer metallnedfallet att öka avsevärt omkring ett koleldat kraftverk. Huvuddelen av detta tillskott kommer att kvarstanna i jorden.

SOLIl97%68 Utsläpp. spridning och föroreningshalter 203

¢uoHn~.H ¢uoHx~.H ~acHxH.H

q

muaHxm.m :oHx~.H m-oHx~.~ ¢-oHxa.~ m-oHxq.~ muoHxm.m

uH nH.o

cwmovv««vc«

ouoHx~.H

-oHxo

m-oHxomH q-oHxo.H

m

m-oHxm.m m»oHxm.m m-oHxo.m q-oHxq.m m-oHx¢.

uH mH.o o

.aw«um:umuHw

uemm mama

m-oHxm.H quoHxHmH q-oHxo.H ~-oHxH.H

N

-oHx~

o-oHxo.m H»oHxo.q mooHxm.m -oHxm.H

HH HH.o m

mxmao

mcumvmumaamvos

mv

NOHxN

q-oHx~.H

H

o-oHxo.m H-oHx~.¢ m-oHx~_q m-oHx¢.~ m:oHxo.o uoHxo.m e-oHxq.m

uH no.o

uwwaøu

H

H

cH

.HW Q

xuwummnx

:oHx

-oHxo

HuoHxo.m m-oHxo_N N-oHx~.H

MMA

qoHxm.~ NuoHxq.o

com

- s

H H m mH.o

.uwmo_uv..H..HvcH

umwaoammmom

m

=H

um

m-oHx

m-oHx~.H

-oHxo

muoHxo_m ~-oHxo.~ ~uoHx¢.m

coo

» -

moHxN

soc

N H q m~.o

Hu®.N nanm me\wa

um

Hampus numncm uHxoHox nHmvm

pmm «cam m mo Ho mm Hz Hm :N

Utsläpp, spridning och jöroreningshalter

vmxmmuo

mEE=m

~-o~xo.m

IwEum

a^mVm uoHxH. N-oHxm.› N-oHxm.n ~:oHxo.m

o.NH H.Na H.NH o.~H o.~H

coo

Hm.

...mm

mwmaucmwwn

mpmcmc« moHx«.q ~oHxn.m ~oHxw.m NoHxw.N ~oHxm.o ~oHx~.m ~oHxm.q

o.m H.H m.Nw

mov..nuxw-ox

ooo

.ucsumxwn

mm

vvs oHxo.m moHxH.m moHxH.m moHxH.m o.HN moHxH.m o.oc moHx~.m

m.H m.«

...Emm

pm m

cwvmum

wumxmmuo

mcumwmumaawuoe

~oHxa.w ¢-oHxo.o ~-oHx~.H

una

mm o.mn o.m~ o.m~ m.H o.- m.» o.~w

.cw«umcuwuHm

um

»ma Hmmw

~oHx~.~ ~oHx~.H NoHxq.~

ømwumcnuuHmmxuo>uwmux

uu o.~m Ho.o o.~m m.N o.oo o.oq omg

mxaao

ummoøHuxoaHoz

um

muoax Nuoax

GOUHOMHOUOE

Loo

~oHxo.N

av

o.- o.~N o.N~ o.om o.~m

m w vu ~.o ~.www

maxwarcms

H N m

~m.~

:m a«

mxmao

.uwm:a:wmmH:m mov«uxmHHox

«um=umuH mumc»muH «um=~muH ›mum=uouH

ooo ooo

wocmaeam moumeeam moomeesm moumaasm

mv

Hfiwamy numscm

mm m oou

Utsläpp. Spridning och föroreningshalter 205

vuon

AmH.o-Ho.oV ^m.mH-n.HV ^oH.o-No.oV ^w.mH-.mV Amm-m.HHV

vmxuou

wx\we

no.0 m.” mo.o ~.oH mm

Am

woman

mcuouwwmm Aoooommuoooxv

^m.o-Ho.ov Aooomumv ^m.o-Ho.oV Aoooquooflv AoooH-oHV Aoomaomv Aoomuoav

Aqaaav Aooñumv ^m-N.ov Aoomumv

.xums 00.0 ooomm mo.o omm

AN w ocg om N oc ca oofi om

mnmnmfi

M

zm

^m.N-mo.oV ^H.NH-m.ov ^m.om-m.ov ^omH-m.Hv ^H-qoo.oV ^m.no-H.oV ^«om|N.NV ^qom-N.Nv

emma

uwuamsaamumewaøa

Aoqwñuwav

mmomfl coma

.:ommuuu= .commumuumm

AA NN.o m.q ~.mH o.qH oo.o nog n.m~ m.mH q.mm

.cmäom

m“m.N

mcmumwmm

amum cmum zman

aaoams ucwäwmm

no co uu no om mm az oz «z an aw WH AN Am

206 Utsläpp. spridning och jörorenlngshalter SOLJl97%68

mo.o

wmuøuom

m.o ~.o Q m.~ m.~

oo

ae~

um

noe

wvmumsucm

H.o m.o q.~ H.o q.o

§35

N

maximum

am

can

maqcwuouwu

vuomuoxm

Hmmumwuuoa wvwmwwwvh

n.o N.o ¢.H H.o H n

mm

ewa

aawmuwnm

xm:wm

uumxmamvvfi

G0

awn:

w

Whmwiläw

ma om

com com

H

coma

cog

eeen

whom uww

HOAANUOEMCÖU

vwaxwuwâ

ø9m§@mma@§§wE

um

~o.o

wmauumømaoøow

g m

od om Hg ea

add

PN £09

Gaomummuuom aowuwuuuon

mâxewnw

ao

umww

uåwmuwmmââaá

n.o

uu9#wHawa

m m

.om ma

omm emm

N_

£00

.uxwHu

wcummcmaxmumm

uuoxmaawm.

umaau

omm

dwmâäåña

omfl

oooma oooam oooxm ooo- ooooq

opoøgs

muumauum

qum.m .Hon

sm

HHGQNH. #dWHQ§

zw :www uu oo ao so mm az am cm

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 207

2.9.2.2 Doser via upptagning av metaller i Växter och djur

De flesta metaller binds hårt i och är inte jordar särskilt lättillgängliga för växter. Detta gäller särskilt vid neutrala och basiska förhållanden. Särskilt bly och krom fastläggs hårt i jordar. Kadmium är dock mer lättillgängligt och en tredubbling av halten i jorden ger en i växfördubbling ten. Det finns tyvärr inga säkra data som belyser hur halterna i naturen och vissa av våra baslivsmedel ökat med åren. Svenska talar undersökningar dock för att kadmiumhalten i vete fördubblats under de senaste 50 åren, samtidigt som man fått ungefär motsvarande ökning av kadmiumhalten i mossa. Vid lätta eller sura jordar kan metallupptagningen vara större. Nickel har t ex visat sig relativt lättupptaget vid låga pH.

Upptagning av metaller hos högre växter kan även ske direkt från luften och denna process torde vara av större betydelse för de aktuella kraftverken. En överslagsberäkning (Andersson, personligt meddelande) visar att l/4-l/3 av metalldepositionen aldrig når marken utan stannar på växtligheten, vilket har särskilt stor betydelse på betesmark. Skador på kreatur kan riskeras men halterna kan även bli höga via näringskedjor genom anrikning i djurs njurar och lever. Undersökningar från Rönnskärsområdet (metallverk med utsläpp av bl a kadmium) visar även att en anrikning av kadmium i kan förekomma - åkersork näringskedjor (kvickrot räv) (Westermark et al, 1974).

För de flesta metaller uppmätes vanligen mycket högre halter i rot än i blad och skott men även högre halter i stam och blad än i frukten.

Data om metallupptagning i växter koleldaomkring de kraftverk, användbara för beräkning av doser via livsmedel, saknas. Mätningar omkring smältverket i Rönnskär, som har stora kan metallutsläpp. dock ge en viss vägledning, se figur 2.9:5 (Pettersson, 1976). Dessa mätningar kan dock inte användas direkt för jämförelse med förhållandena kring ett koleldat kraftverk.

Som framgår av ovanstående saknas data för en beräkning av metallupptagningen i näringskedjor, som kan nå människan p g a utsläppen från kraftverk. En värdering av ovan givna uppgifter ger dock vid handen att kolalternativet med höga metallhalter lokaliserat i jordbruksbygd kan påverka grödor på en yta av ca 50 000 ha i första hand genom direkt deposition på växterna och indirekt kan även en förhöjning av metallhalterna i lever och njurar hos

208 och föroreningshalter Utsläpp, spridning

p o?

cemnwuwwaawxm

.cmxuumuwxmccmm

.

on

mcmuxeo

cuox

M

Eswewmz

mum.m

uswwm

ømo.o

mx\ma

Utsläpp, spridning och föroreningshalrer 209

betande djur förväntas. Direkta skador på djur riskeras även. En långsam uppbyggnad av metallhalterna i jordarna förväntas även, vilket på sikt ger en ökning av metallhalterna även i särväxter, skilt på lätta jordar. Det samtidigt pågående nedfallet av sura ämnen (se avsnitt 3.1 och 3.2) ökar tillgängligheten av metallerna för växterna. Betydelsen av nedfallet för uppbyggnad i näringskedjor som kan nå människan är givetvis beroende kraftpå verkets lokalisering. Framtagna data visar att en lokalisering av ett koleldat kraftverk i jordbruksbygd, särskilt med lätta jordar, framstår som mycket tveksam.

2.9.2.3 Kvicksilver

Kvicksilverutsläpp till atmosfären har betydelse för halten i första hand i fisk. Med utgångspunkt från de nedfallsdata som presenterats i avsnitt 2.8.4 har Arne Jernelöv, Inst för vatten och luftvårdsforskning utfört beräkningar av hur stor mängd av utsläppet kvicksilver som kan återfinnas som metylkvicksilver i fisk. Huvuddelen av nedanstående uppgifter är hämtade från denna utredning.

Ett flertal faktorer är av stor för betydelse effekten av tillskott av luftburet oorganiskt kViCk silver till sjöar på fiskens metylkvicksilverhalt. Bisogni och Lawrence har uppställt matematiska modeller som beskriver biologisk bildning av metylkvicksilver. Fagerström och Åsell har utarbetat modeller för metylkvicksilvers i växande anrikning fisk. Ovanpå dessa modeller av måste delprocesser läggas andra faktorer som inte alls eller endast indirekt innefattas i modellerna. Den viktigaste av dessa är frågan om vattnets pH, där ofta - men inte alltid - ett samband mellan påtagligt lågt pH och hög kvicksilverhalt iakttagits. De bakomliggande faktorerna för detta samband är ofullständigt kända och kvantifieringar är gissningsmässiga. Nedan har antagits att en sjö med pH 5 reagerar med en dubbelt så stor förhöjning av l-kilos gäddans kvicksilverhalt på en viss kvicksilvertillförsel som en sjö med pH 6.

En annan mycket betydelsefull faktor är om frågan reemission av kvicksilver. Reemissionsförhållandena är praktiskt taget okända. I fallet nedan har ingen reemission antagits.

Uppskattningarna i nedanstående figur 2.926 är gjorda utifrån fallet med 6 ton per år emitterat från källan, utfall inom 10 km och sjö med pH på 5 resp 6. Beräkningarna är gjorda på steady-state förhållanden vilka approximativt torde uppnås efter ca 15 år.

210 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

Beräkningsmetodiken framgår av nedanstående som visar hur en punkt på kurvan erhållits.

0,5 km frå källan, nedfall ca 0,1 g/m och år

10 ha = 100 000 m2

Antag: sjö nederbördsomrâde 100 ha Direktnedfall 10 000 g/år Nedfall nederbördsområde 100 000 g/år Retention i nederbördsområde 90 Z Retention i sjön 99 Z Tillförsel till sjön: 10 kg direkt + lokg från nederbördsområdet = 20 kg/år Andel av tillförd mängd som metyleras netto per år::v0,l 0/oo (ref Bisogni och Lawrence rimlig siffra i aktuellt koncentrationsintervall från deras matematiska modeller). Således bildas ~2 g metylkvicksilver per år netto Fiskproduktion i sjön 500 kg/år Andel bildat metylkvicksilver som anrikas i fisk 10 Z (Fagerström och Åsell rimlig siffra från anrikningsmodeller). Konc. i nybildad fiskbiomassa av nybildat metylkvicksilver 0,2 500 kg = 0,4 mg/kg g per Flera faktorer som ytterligare påverkar: a) Totalmängd kvicksilver i biologisk cirkulation. Årlig tillförsel skall balanseras mot årlig utförsel med avrinnande vatten resp genom nedbäddning av sediment.

Beräkningar vid lågt pH (H5) gör att avgången av flyktigt betraktas som negligerbar.

Borttransporten i t ex fångad fisk är obetydlig.

Då metyleringsaktiviteten av kvicksilver på suspenderade partiklar är mycket högre än på partiklar i sediment av den vägda mängden (Jernelöv och Landner, 1973) är kvicksilver i biologisk cirkulation i hög grad beroende av den nyligen diffust tillförda mängden.

b) Balansen mellan metylerat och demetylerat (metyl) kvicksilver. Denna balans torde inställa sig någorlunda snabbt. Tidsperioden uppskattas till år snarare än decennier.

c) Den totala biomassan av fisk är givetvis större än den nyproducerade. Balans i fiskens halt vid förändring av metylkvicksilvermängden i ekosystemet uppskattas approximativt nådd efter ca 15 år.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 211

ex

u*

ofi

n m

xuuuumux

b w

umufimfiox

h n

smug

. e

xmfim

uwH«mxom>x

M

ax

Ioolll

ÄMNE

umwwm

nmxcou

n m

ca ||||

GWHW

M

Eoøm

o

o.m Ono Cam

umuwuumswmu

uHm;guHMmxoH>xH»uma

N . : : q

ma

mmumøoawv

N

aawamu: Hamwua

mmm

: :

. m

Haga

. N

uuoxmfiflme

n H

5 o”m.~

i? m.o+ ~.o+ H.o+ “swam

on

212 Utsläpp, spridning och jöroreningshalrer

Baserat på detta bedöms ökningen av fiskens metylkvicksilverhalt kunna bli 0,4 mg/kg i närområdet till utsläppskällan. Detta gäller i sjö med lågt pH.

Beräkningar har även utförts för ett annat fall, sjöns pH 6,0, kvicksilverutfallet inom l 000 km. Höjningen av metylkvicksilverhalten blir med dessa förutsättningar avsevärt mindre, 0,02 mg metylkvicksilver/kg men det påverkade området blir desto större.

Ovan har framhållits att kunskaperna i fråga om av kvicksilver från en punktkälla är deposition mycket ofullständiga och resultaten av beräkningarna visar ju också mycket stora skillnader i resulterande kvicksilverhalter i fisk beroende på vilka förutsättningar som väljs. En faktor av särskild betydelse är reemissionen av på mark deponerat kvicksilver.

Ovan uppskattas en retention i nederbördsområdet av 90 Z. Detta innebär för ovanstående beräkningar att 10 Z av nedfallet på kringliggande mark beräknas nå sjön. 90 Z binds till marken eller reemitteras till luften. Om transportavståndet är kort (=utfa1let snabbt) kommer det reemitterade kvicksilvret att åter falla ned ganska nära området och statistiskt längre från källan än vid första nedfallet. Detta innebär att kvicksilver som inte fastnar i en (sur) sjö får en, andra, tredje,fjäro s v chans att komma i vattendrag, se fide något 2.9:7. Detta innebär i sin tur att reemissionen gur medför att nedfallet per enhet sjöyta och tid inte avtar lika snabbt med ökande avstånd från källan som direktutfallet gör. Om vindriktning (och därmed även transportriktning) tänkes vara slumpmässig innebär reemissionen en gradvis uttransport av kvicksilver från källans närhet. Efter viss tid kommer med dessa förutsättningar alla sjöar i närområdet (40 km) att ha fått ett tillskott av + 0,4 mg/kg, se figur 2.9:6. Det relativa tillskottet av kvicksilver från reemission visavi direktnedfall blir litet på ett avstånd av 0,5 km om medeltransportavståndet är t ex 3 km, men större på längre avstånd. Av denna anledning är effekten av reemissionen ringa på den förväntade höjningen av fiskens metylkvicksilverhalt i källans absoluta närområde.

Utsläpp, spridning och fliroreningshalter

2_l3

Källa mark sjö

Fi ur 2.9:7 Effekten av reemission av kvicksilver fran mark

Stöd för beräkningarnas riktighet utgör uppmätningar av metylkvicksilverhalter i fisk i sjöar i närheten av Rönnskärsverken, Skelleftehamn samt vissa kring klor-alkalifabriker. Dessa anläggningar släpper ut och har framför allt släppt ut relativt stora mängder kvicksilver till luft och metylkvicksilverhalterna är i flera sjöar i närheten utan annan kvicksilvertillförsel än via luft så hög att de svartlistats. Det är emellertid mer sannolikt att uttvättningen av kvicksilvret ur rökgasplymen tar längre tid och sker på längre avstånd än i beräkningsexemplet ovan, med uttvättning inom 10 km. Tillskottet av metylkvicksilver i fisk blir då mindre i varje sjö men berör ett större antal sjöar. Ur folkhälsosynpunkt kan detta vara en sämre situation beroende på att de administrativa gränserna 0,5 resp 1,0 mg metylkvicksilver/kg fisk inte nås, vilket kan betyda att en större mängd fisk med förhöjd kvicksilverhalt istället konsumeras. Osäkerheten i beräkningarna vad gäller deposition av kvicksilver, reemissionens- och retentionens storlek och själva upptagningen i fisk måste understrykas. Man kan möjligen som slutsats hävda att upptagningen i fisk ligger någonstans mellan O och 0,4 mg metylkvicksilver/kg vid ett 2 000 Mwel kraftverk och 1,5 ppm kvicksilver i kolet.

Ovan har visats att tillskottet av metylkvicksilver till fisk kan bli stort p g a utsläpp från koleldade kraftverk. Efter 10-15 år kan fisk i sjöar i ett område kring verket få tillskott till på upp 0,4 mg metylkvicksilver/kg och detta område kan vidgas ytterligare efter längre tid. Siffran 0,4 mg/kg kan jämföras med svartlistningsgränsen l mg/kg, gränsen för restriktiv konsumtion 0,5 mg/ kg och exemplen i nedanstående tabell på nuvarande metylkvicksilverhalter i fisk i svenska sjöar (Westöö, 1975)

214 och föroreningshalter Utsläpp, spridning

Norra västkusten - l 0,5 mg/kg

0,5 1,2

Ovanstående är exempel men bilden är i stort sett lika över hela Sverige utom i Skåne, där halterna är lägre. Uppgifterna i tabellen visar att ett kolkraftverk med höga kvicksilverhalter i kol kan innebära att många sjöar efter någon tid måste svartlistas genom tillskottet från ett kolkraftverk. Det bör observeras att den antagna kvicksilverhalten i kolet är hög men inte på långt när maximal, se avsnitt 2.7.

2.9.2.4 Bly

Se avsnitt 3.3

2.9.3 UPPSKATTNING AV REGIONAL DOS

En beräkning av individ- och kollektivdoser för ett inert ämne som emitteras från ett fossileldat kraftverk har utförts av AB Atomenergi (Christina Gyllander) på uppdrag av naturvårdsverket. Beräkningen har genomförts från en punkt belägen vid Barsebäck i Skåne ut till ett avstånd av ca 2 000 km.

2.9.3.1 Underlag för beräkningarna

För beräkning av spridningen över en regional skala har använts trajektoriedata för två år, initialposition Jönköping. Dessa basdata har erhållits från SMHI och använts också för beräkningar av spridningen vid emission av aktiva produkter från svenska kärnkraftverk.

Den beräkningsmodell avseende atmosfärisk spridning, som använts i projektet, är baserad på trajektoriestatistik och ansluter sig i sina huvuddrag till en teori, som beskrivits av Bolin och Persson (Bolin och Persson, 1975; Persson, 1975).

Trajektorierna har i denna utredning initierats var tredje dag under två år från en punkt i södra Sverige (Jönköping) i de isobara nivåerna l 000 och 850 mb, och varje trajektorie har följts under 6 dygn. Den horisontella spridningen av trajektoriernas ändpunkter är gaussisk.

Som medelvärde på markens råhet har använts råhetsparametern 0,1 m. Torrdepositionshastigheten och har anpassats så, att söndervåtdepositionstakten fallskonstanten blir densamma för torr och våt

Utsläpp. spridning och jöroreningshalter 215

deposition samt att resultatet av dessa processer får en halveringstid i atmosfären av l dygn respektive 10 dygn.

Termiskt lyft har beräknats med från utgångspunkt sammanställning av Briggs (1969) samt av analys B Bringfelt (1968) avseende observerade värden.

Viss hänsyn har även till tagits dynamiskt lyft.

Tekniska data framgår av tabell 2.9:8

Tabell 2.918 Tekniska data för beräkningar av regional dos

Installerad effekt 2 000 Mwel

Emission 1 000 kg/år Skorstenshöjd 250 m

Rökgastemperatur l50°C

Värmeemission 320 MW

Gashastighet i skorstenstoppen 25 m/s

Plymlyft vid en medelvindhastighet av lO m/s ca 150 m

Effektiv utsläppshöjd ca 400 m

Halveringstid i atmosfären l d

alt 10 d

För att kunna beräkna kollektivdoser för Europas befolkning måste man få kännedom om befolknings-

fördelningen. Befolkningskarteringen bygger på ett system för upprepad av av en uppdelning ytan sfär, som för varje uppdelningsnivå definierar

områden med lika stor yta Elvers och (Wickman, Edvardsson, l973).Områdenas form är nära liksidiga sfäriska trianglar. Sfärens yta först i uppdelas tolv reguljära Var och en av femhörningar. dessa delas i fem likbenta sfäriska trianglar. Därvid erhålles sextio s k primärtrianglar eller trianglar av första ordningen. Varje primärtriangel uppdelas i fyra trianglar av andra ordningen o s v ned till 8:e ordningen.

Befolkningstal för arter tillhörande ovan beskrivet

system finns samlade för betydande delar av jordytan, mest dock från industriländerna. Befolkningskartering föreligger f n för ett relativt stort antal trianglar av åttonde För omordningen. många råden är dock data ej för av givna trianglar högre ordning än fem eller sex.

Program för administration av har befolkningsdata framtagits (Nyman, 1976). Detta program har till uppgift att framställa tabeller över befolkningstal, vilka skall användas vid av befolkberäkning ningsdoser.

216 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter

2.9.3.2 Individdosberäkningar

Datorkartering har utförts avseende individbelasti pg/år, vid ett utsläpp av l 000 ningen uttryckt /år av en substans med halveringstiden l d kg respektive 10 d. Resultaten framgår av figurerna 2.9:l0-2.9:ll. Ovannämnda beräkningar avser en effektiv av 400 m. För erhållande av utsläppshöjd den individuella belastningen per år har koncentrationen multiplicerats med inhalerad luftmängd

under

året. ICRP anger en medelinhalationstakt av 20 m / dygn.

2.9.3.3 Kollektivdosberäkningar

Genom att överlagra den individuella belastningen - med över befolkningsfördelningen utgångspunkt från Barsebäck - erhålles den kollektiva belastningen.

Beräkningarna har utförts enligt de riktlinjer, som följts i ett nyligen avslutat arbete beträffande sambandet mellan utsläpp och dos (AB Atomenergi, ej publ) vilket genomförts på uppdrag av Statens strålskyddsinstituts forskningsnämnd.

För har i ett fall beräkning även utjämförelse förts för en skorstenshöjd av 180 m, varvid all deposition antagits ske genom våtdeposition. Med detta antagande överskattat beräkningsmodellen doser över e regional skala. En medelinhalationstakt av 20 m /dygn har använts.

Erhållna värden avseende kollektivbelastningen vid utsläpp av 1 000 kg/år. Som framgår av tabell 2.9:9 är initialhöjden endast av mindre betydelse. Erhållna värden avser kollektivbelastningen vid utsläpp av 1 000 kg/år.

Tabell 2.9:9 Kollektivbelastning från ett 2 000 Mwel-verk

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 217

0, / x /0

3 x /O-.é

0,

Fi ut 2.9:10 Individbelastning (mikrogram/år) Utsläppstakt 103 kg/år Effektiv utsläppshöjd 400 m Halveringstid 1 d

218 Utsläpp, spridning och fbroreningshalter

-\. —/J‘ N »x I

‘l \\_‘~\

x 0/; /03 ..."s¥ x I -- . ”lax ,/\ .v

I J.:

0,3~/0

\

Figur 2.9:11 Individbelastning (mikrogram/år) Utsläppstakt 103 kg/år Effektiv utsläppshöjd 400 m Halveringstid 10 d

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 219

2.9.3.4 Diskussion av beräkningarna

Den utförda undersökningen har använts för att beräkna kollektivdosen för cancerframkallande substanser t ex benzo(a)pyren. Dessa substanser bör betecknas som inerta d v s de omvandlas ej till andra kemiska föreningar under transportvägen i atmosfären. För benzo(a)pyren har man anledning att förmoda att viss omvandling sker under inverkan av starkt solljus (Lunde, personligt meddelande). Den beräknade kollektivdosen för detta ämne kan således betraktas något för hög med hänsyn till detta. Man bör dock observera att senare undersökningar ger vid handen att antagen emission är för låg. Här redovisade beräkningar får därför antas vara ett minimialternativ.

De spridningsmodeller som idag är i bruk kan ej ta hänsyn till att substanser omvandlas under transportvägen. Beräkningarna har därför begränsats till att endast omfatta stabila föreningar, t ex polyaromatiska kolväten och metaller. Beräkningarna har utförts för alternativet 4, (se avsnitt 2.3) d v s ett koleldat 2 000 Mwel-verk. En jämförelse mellan kollektivdosen för Europa och modellstaden med 25 000 invånare har utförts med antagandet att 2 000 Mwel-verket förlägges intill modellstaden. Resultaten redovisas i tabell 2.9:12. Av tabellen framgår att kollektivdosen för Europa blir ungefär 100 gånger större än för modellstaden med 25 000 invånare.

Tabell 2.9:l2 Kollektivdosbelastning orsakade av ett svenskt fossileldat kondenskraftverk på 2 000 Mwel.

Substans Kollektivdos man-pg/m3, år

25 000-staden Europax)

Benzo(a)pyren 3,0-10-2 2,2-4,8

x) Det lägre värdet motsvarar en upphållstid för substansen av 1 dygn, det högre 10 dygn.

Utsläpp. spridning och föroreningshalter 221

2.10 BEHOV AV FORSKNINGS- OCH UNDERSÖK- NINGSVERKSAMHET

Som framgått av framställningen ovan finns det flera områden i fråga om utsläpp och av spridning föroreningar vid utnyttjande av fossila bränslen där forsknings- och undersökningsverksamhet är mycket angelägen. Frågan om forskning för att åstadkomma en minskning av utsläppen tas dock inte upp här, se i stället avsnitt 2.3.6.

Kunskaperna om metallhalter i olika kol är i dag mycket ofullständiga. En rapport med bl a uppgifter om polska kol väntas dock bli färdigställd inom kort. Utförda beräkningar på avskiljningsgraden i stoftavskiljare för olika metaller baseras också på relativt bristfälligt underlag. Även partikelstorleksfördelningen hos stoft emitterat från koleldade kraftverk med elektrofilter är litet undersökt. Ovan har understrukits osäkerheten i beräkningarna av utsläpp (avsnitt 2.7.2) av polyaromatiska kolväten vid förbränning av fossila bränslen. Att utsläppen från alternativa fossila bränslen som torv, energiskog och skifferolja är dåligt kända är mer naturligt. Insatser för att klara ut ovannämnda förhållanden är angelägna.

Spridningsmodeller för beräkning av föroreningshalter i luft p g a utsläpp från punktkällor på hög höjd, över 150 m saknas i dag. Likaså bör studier utföras av spridningen vid särskild lokalisering av stora utsläpp t ex vid kust eller i skärgård. Forskningsarbete har dock påbörjats i Sverige på dessa områden. För beräkning av spridning av luftföroreningar från motorfordon har ovan den s k Stanfordmodellen använts (avsnitt 2.5.5). Denna modell har brister, särskilt för föroreningar som kväveoxider som undergår kemisk reaktion i atmosfären. Även på detta område har arbete påbörjats. Kunskaper om halterna av kväveoxid/kvävedioxid och hur snabbt oxidationen fortgår är av stor betydelse för bedömning av de mediciniska effekterna av dessa substanser och fortsatta insatser inom detta fält är angeläget. Ett annat viktigt och närliggande område är bestämning av föroreningshalter av olika ämnen i stadsluft. Underlag har funnits för beräkningar endast för några substanser. Man vet dock

222 Utsläpp. spridning och föroreningshalter

att bilavgaser innehåller ett mycket stort antal föroreningar, ca 250 olika kolväten har identifierats. Insatser för forskningsplanering på området kan dock förväntas komma igång inom kort. Frågan om källan till de ozonhalter som uppmätts på olika håll i landet är en annan fråga som bör belysas ytterligare. Bildas ozonet p g a våra egna utsläpp eller är det en fråga om långväga transport från kontinenten? Ett internationellt arbete har påbörjats för att klara ut detta, vari Sverige deltar aktivt.

En viktig fråga för vilken osäkerheten i beräkningarna har diskuterats ovan är deposition av föroreningar utsläppta till atmosfären (avsnitt 2.8). Det gäller svaveloxider, kväveoxider, partiklar (innehållande bl a metaller) och kvicksilver. Vissa uppgifter i fråga om svaveloxider finns och en spridnings- och depositionsmodell för Europa kommer att publiceras till sommaren. Det återstår dock att ta fram underlag så att våtdepositionen från en punktkälla kan bedömas säkrare. Även i fråga om torrdeposition måste forskningen fortsätta, säkra uppgifter finns endast för vissa marktyper, t ex gräs. För partiklar finns visst underlag även om utförda undersökningar har givit relativt olika resultat. Flertalet av de depositionsmätningar för partiklar som gjorts avser laboratorieförhållanden och endast i något enstaka specialfall finns resultat från fältmätningar. I fråga om deposition av kvicksilver är underlaget mycket osäkert och antaganden inom relativt vida gränser har behövt göras. När det gäller deposition av kväveoxider saknas underlag nästan helt. Av diskussionen i kapitel 3 och 4 miljö- resp hälsoeffekter framgår att behovet av ytterligare kunskaper för att möjliggöra säkra beräkningar av deposition av olika föroreningar emitterade till atmosfären är mycket angelägen och dylik forskning bör ha hög prioritet.

Om man har kunnat beräkna depositionen från en föroreningskälla är nästa steg att jämföra resultaten med bakgrundsnedfallet. Man finner då att uppgifter om detta finns för svavelföreningar och i viss utsträckning för metaller och kväveföreningar men tyvärr i alldeles för liten utsträckning. Förhoppningsvis kommer det planerade miljödataprogrammet att ge svar på dessa frågor. En fråga som inte studerats alls är skillnader i bakgrundsnedfall mellan mark och vatten.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 223

Något försök att beräkna dosen till människa via livsmedel p g a polyaromatiska kolväten och metaller utsläppta vid av fossila bränanvändning slen har inte kunnat göras annat än för kvicksilver p g a brist på underlag. Av de substanser som förutom kvicksilver kan ha betydelse i sammanhanget märks kadmium och olika polyaromatiska kolväten. En forskningsplanering som siktar att svar på ge på dessa frågor är angelägen.

Ovan har ett försök gjorts att beräkna den regionala kollektivdosen för en inert substans, utsläppt från en punktkälla. Substanser omvandlas dock i atmosfären genom oxidation eller på annat sätt och en modell som tar hänsyn till detta skulle ge betydligt säkrare resultat.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 225

2.11 REFERENSER

ANDERSEN B, dir för Elvaerkerne, Kébenhavns Belysningsvaesen. Personligt meddelande.

ANDERSSON A, Lantbrukshögskolan, Uppsala. Personligt meddelande.

ANDERSSON A: Kvicksilver i marken. Grundförbättring 2_q: 95-105, 1967.

ANDERSSON G och GRENNFELT P I: Determination of heavy metal in fuel oils and an estimation of the emissions of heavy metals from oil combustion. Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning, Rapport B-138, 1973.

AB ATOMENERGI:Re1ati0ner mellan stråldoser och radioaktiva utsläpp till atmosfären vid drift av kärnkraftverk. Regional och global spridning. Ej publicerad.

BILAVGASGRUPPEN I STUDSVIK:Bilavgasgruppens undersökningar i gatuluft. Del I och II, TPM-Bi1-60- I och II, oktober 1970.

BILAVGASGRUPPEN I STUDSVIK: Luftföroreningar med bilavgaser i trafiktunnel. Bil-92, 1976.

AB BILSTATISTIK och SVERIGES BILINDUSTRI- OCH BILGROSSISTFÖRENING: Bilismen i Sverige, 1975.

BIOSOGNI J and LAWRENCE H: Kinetics of microbially mediated methylation of mercury in aerobic and anaerobic environments”. Cornell Unic Tech Rept No 63: 1973,

BOLIN B, ASPLING G and PERSSON C: Residence time of atmospheric pollutants as dependant on source characteristics, atmospheric diffusion processes and sink mechanisms. Tellus No 1-2:185, 1974.

gg

BOLIN B and PERSSON C: Regional dispersion and deposition of atmospheric pollutants with particular application to sulfur pollution over Western Europe”. Tellus ål No 3:281, 1975.

BOWEN H J M : Trace elements in biochemistry. Academic Press, London 1966.

226 Utsläpp. spridning och föroreningshalter

BRICGS G A: Plume rise. U S Atomic Energy Commission, 1969.

BRINGFELT B: Plume rise measurements at industrial chimneys. Acmospheric Environment 2 No 6: 575-598, 1968.

BRINGFELT B: Multiple chimneys. Atmospheric Environment 3 No 3:331-332, 1970.

BRINGFELT B,HJORT T and RING S: A numerical air pollution dispersion model for central Stockholm. Atmospheric Environment å No 2:131, 1974.

BRINGFELT B och PERSSON C: Preliminär utredning rörande spridning av S02 och svävande stoft från NJA i Luleå. SMHI-utredning, 1975.

BROSSET C: Bestämning av specifika S-värden hos olika typer av fossila bränslen. Rapport beträffande projekt 3061 060 till nämnden för energiproduktionsforskning, 1976.

CAWSE P A et al: A survey of atmospheric trace elements in the U K 1972-1973. Report from Atom Energy Research Establishment, Harwell 1974.

CHAMBERLAIN: Transport of gases to and from grasslike surfaces. Proc Roy Soc Ser A 290:236- 265, 1966.

CLOUGH: The deposition of particles on moss and grass surfaces. Atmospheric Environment 9:1l13- 1119, 1975.

COMMINS B T: Formation of polycyclic aromatic hydrocarbons during pyrolysis and combustion of hydrocarbons. Atmospheric Environment 2:565-572, 1969.

COMMINS B T: Changing pattern in concentration of polycyclic aromatic hydrocarbons in the air of central London. Atmospheric Environment lg No 7:561-562, 1976.

COMMONWEALTH SCIENTIFIC & INDUSTRIAL RESEARCH ORGANISATION (CSIRO): Trace-element distribution in coal-feed and fly-ash samples, (Table 10) Investigation of the electrostatic precipitation of fly-ashes from coals to be supplied to the Liddell power station, part 2.

DANMARKS ELVAERKERS FORENING: Svovldioxidimmissionsmätningar m v ved Stignaesverket 1972-1973, 1975.

EGEBÄCK K-E: Undersökning av bensindrivna bilar av 1971 och 1972 års modell. AB Atomenergi, teknisk PM Bil-75, 1973.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 227

ENGER L: A study of diffusion and wet deposition of sulphur from an oil fired power plant. Meteorologiska institutionen vid Uppsala Universitet, rapport nr 76, 1976.

EPA: Compilation of pollutant emission factors (second edition) AP-42. U S Environmental Protection Agency, Office of Air and Water Programs, Office of Air Quality Planning and Standards, North Carolina, April 1973.

EPA: Flue gas desulfurization. Answers to basic questions. EPA-450/9-73-001, U S Environmental Protection Agency, October 1973.

EPA: Monitoring and air quality trend report. EPA-450/1-74-007, EPA-450/1-76-001, U S Environmental Protection Agency, 1973 and 1974.

EPA: Scientific and technical assessment report of particulate polycyclic organic matter. EPA- 600/6-75-001, U S Environmental Protection Agency Office of Research and Development, Washington D C, 1975.

FAGERSTRÖM T and ÃSELL B: Methyl-mercury accumalation in an aquatic food chain. A model and some implications by research planning. Ambio 2 No 5: 164-171, 1973.

FREYSCHUSS S och GRENNFELT P I: Luftföroreningsproblem i samband med lastning, lossning och lagring av stenkol för Göteborgs hamn. Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning, 1976.

GRANAT L and SÖDERLUND R: Atmospheric deposition due to long and short distances sources with special reference to wet and dry deposition of sulphur compounds around an oil fired power plant. Stockholms Universitet, Report AC-32, 1975.

GRENNFELT P I: Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning, Göteborg. Personligt meddelande.

GRENNFELT P I och LÖVBLAD G: Tungmetallemissioner i samband med kolförbränning för energiändamål. Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning, 1975.

GRENNFELT P I: Studier av halten kvävemonoxid och kvävedioxid i Göteborg under perioden l september l974-30 april 1975. Institutet för Vattenoch Luftvårdsforskning, Rapport B-271, 1976.

GRIMMER und HILDENBRANDT: Untersuchungen über die Karzinogene Belastung des Menschen durch Luftverunreinigung. Zbl Bakt Hyg I Abt Orig B l6l:l04-124, l975.

228 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter

GÖTEBORGS HÄLSOVÅRDSNÄMND: Resultat av luftföroreningsundersökningar 1975.

HELLGREN S O: Konsekvensbedömning av oljeutsläpp vid katastrof på oljeplattformar och vid oljetransporter i tankfartyg. Statens naturvårdsverk, 1976. Appendix

HOVEMAND M F: Atmosfaerisk metallnedfall i Danmark, 1976.

HÖGSTRÖM U, Uppsala Universitet. Personligt meddelande.

HÖGSTRÖM U: A statistical approach to the air pollution problem of chimney emission. Atmospheric Environment 3:251-271, 1968. E No

HÖGSTRÖM U: Residence time of sulfurous air pollutants from a local source during precipitation” Ambio No 1-2, 1973 Å

INDUSTRINS UTREDNINGSINSTITUT: Bilprognos 1972- 1985, 1973.

INSTITUTET FÖR VATTEN- OCH LUFTVÅRDSFORSKNING: Rapport rörande koloxidmätningar i Goteborg 9/ll-10/12, 1973.

INSTITUTET FÖR VATTEN- OCH LUFTVÅRDSFORSKNING: Determination of heavy metals in fuel oils and an estimation of the emissions of heavy metals from oil combustion. IVL-rapport B-138, 1973.

INSTITUTET FÖR VATTEN- OCH LUFTVÃRDSFORSKNING: Measurement of ozone in Gothenburg Jan 1972- Aug 1973 and studies of C0-variation between Ozone and other air pollution. IVL-rapport B-221, 1975.

JERNELÖV A and LANDNER L: Studies in Sweden an feasibility of some methods for restauration of mercury contaminated bodies of water. Science and Technology 1973. 1:712,

JOHNSON et al: An urban diffusion simulation model for carbon monoxide. Journal of the Air Control Association Å2 No 6, 1973.

JORDBRUKSDEPARTEMENTET: Mindre svavel - bättre miljö, DsJo 1976:2.

KLEIN D H et al: Trace element discharges from coal combustion for power production, 1975.

KOMMUNIKATIONDEPARTEMENTET: Luftföroreningar genom bilavgaser. Stencil l97l:l.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 229

LINDENCRONA G: Oljeplattformar och miljön. När Var Hur, 1977.

LINDSTEDT G: A simplified chromatographic method for the routine determination of 3,4-benzopyrene in air samples. Atmospheric Environment No 1: Å 1-11, 1968.

LUNDE C, Sentralinstitutt for industriell forskning, Oslo. Personligt meddelande.

LÖVBLAD G: Trace element concentrations in some coal samples and possible emissions from coal combustion in Sweden. Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning, rapport B-358, 1977.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Delrapport angående av vid undersökning bilavgaser Sallerupsvägen Nobelvägen, 1971.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Rapport om undersökning av vid bilavgaser korsningen Amiralsgatan Föreningsgatan, 1972.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Undersökning av bilavgaser vid Nobelvägen 147, 1972.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Rapport om belastning av trafikemissioner vid barnstugor, som lokaliserats invid större trafikleder, 1973.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Koloxid i gatumiljö, 1974.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Luftföroreningssituationen i Malmö 1971-1975.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Rapport om luftföroreningsläge i Malmö i relation till naturvårdsverkets nya riktvärden för Iuftkvalitê utomhus. Rapport 76-05-03.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Tungmetallaerosoler i utomhusluften. Rapport 1, 1976.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Beräkning av relationen mellan korttids- och långtidsvärden av S02 i Malmöluften. Utredningsavdelningen, 1976.

MINISTER FüR ARBEIT, GESUNDHEIT UND SOZIALES DES LANDS NORDRHEIN - WESTFAHLEN: Luftverunreinigung in Raum, Duisburg, Oberhausen und Mülheim, 1975.

MONTGOMERY and COLEMAN: Empirical relationships between time averaged S02-concentrations. Environmental Science and Technology 1975. 2,

MÅNSSON B: stoftavskiljning, sotproblem. Från kurs hos Svenska Teknologföreningen, Industriella Ångpanneanläggningar, 1965.

230 Utsläpp, spridning och föroreningshalrer

NATUSCH D F S: Physical and chemical characteristics of atmospheric emissions from fossil fuelled power plants. Working paper to the conference General Air Pollution and Human Health in Stockholm, Karolinska Institute, March 1977. Will be published in Environm. Health Perspectives Dec 1977.

NATIONAL ACADEMY OF SCIENCES: Particulate polycyclic organic matter. Committee on Biological Effects of Atmospheric Pollutants, Division of Medical Sciences, National Research Council, National Academy of Sciences, Washington D C, 1972.

NATIONAL ACADEMY OF SCIENCES: Vapor phase organic pollutants. Report of the Committee on Biological Effects of Atmospheric Pollutants, 1976.

NATIONAL ENVIRONMENTAL RESEARCH CENTER: Health Effects of Increasing Sulfur Oxides Emission. North Carolina, 1974.

NORSK INSTITUTT FOR LUFTFORSKNING: Landoversikt over luftforurensningstillstanden i Norge. Ej publicerad.

NORSK INSTITUTT FOR LUFTFORSKNING: Forbruk av fossilt brensel i Europa og utslipp av S02 i perioden 1970-1972. Teknisk notat nr 1/76.

- CDC CYBER för NYMAN K: PFIGUR ett 172-program administration av befolkningsstatistiska data. Intern rapport AE-RD-102, AB Atomenergi, 1976.

OECD: Report of the state of air quality in the Rhine-Ruhr-area. The impact of sulfur dioxide and particulate matter. Federal Republic of Germany report to item 5 of the 11 th meeting of Air Management Sector Group, 19.3.1973.

OIL AND GAS JOURNAL: Changes restructering world wide oil (by Gardner F J), 30 Dec 1974.

OKSANEN L: diploming, Helsingfors stads Elverk, Helsingfors. Personligt meddelande.

PAULSON C A J and.RAMSDEN A R: Some Microscopic Features of Fly-Ash Particles and Their Significance in Relation to Electrostatic Precipitation, 1969.

PEHRZON L E: Petroleumprodukter. Från kurs hos - Svenska Teknologföreningen, Eldningsteknik fasta, flytande och gasformiga bränslen. Stockholm, 1976.

Utsläpp, spridning och jöroreningshalter 231

PEIRSON D H, CAWSE P A, SALMON L and CANBRAY R S: Trace elements in the atmospheric environment. Nature 241, 1973.

PERSSON C: Utredning rörande regional spridning av en radioaktiv gas emitterad från en punktkälla. Sveriges Meteorologiska och Hydrologiska Institut, Stockhom, februari 1975.

PERSSON G: Luftföroreningar och luftvård. Stockholm, 1973.

PETTERSSON O: Förorening i jordbruksmark och grödor av tungmetaller från Rönnskärsverken. Lantbrukshögskolan i Uppsala, stencil, 1976.

PROPOSITION: Energihushållning m m. Statsverksproposition 1975:30.

RAHN A et al: Determination of inorganic and organic components of gaseous chlorine, bromine and iodine in the atmosphere, WMO. Technical conference on atmospheric pollution measurements techniques, Goteborg, 1976.

ROBINSON E and ROBBINS R C: Gaseous nitrogen compound pollutants from urban and natural sources. Journal af the Air Pollution Control Association å2:303-306, 1970.

RODHE and GRANDELL: On the removal time of aerosol particles from the atmosphere by precipitation scavenging. Tellus gi No 5:442-454, 1972.

RUCH R R et al: Occurence and distribution of potentially volatile trace elements in coal. Illinois State Geological Survey. National Technical Information Service. PB 238 091, July 1974.

RüHLING Å and TYLER G: Heavy metal deposition in Scandinavia. Water, Air and Soil Pollution

g 445, 1973.

SCHULZ H, HATTMAN E A and BOOKER W B: The Facts of Some Trace Elements during Coal Treatment and Combustion. U S Bureau of Mines, Pittsburgh.

SEDVALLSON G: Oljeraffinaderier i Sverige 1970- 2000, 1971

SHAPLEY D: Nitrosamines. Science l9l:268-270, 1976.

SJÖSTRAND 0: - ett alternativ till Rörledningar tåg och långtradare. Teknisk Tidskrift 1976:15.

232 Utsläpp, spridning och föroreningshalter

SMHI: Beräkningar rörande spridningar av S02 från Värtaverket. Sveriges Meteorologiska och Hydrologiska Institut, Stockholm, 1971 med komplettering oktober 1973.

SNV: Miljövårdsproblem vid petroleumindustri. Statens naturvårdsverk, publ 1972:12

SNV: Riktlinjer för luftvård. Statens naturvårdsverk, publ 1973:8.

SNV: Vissa tungmetallers geokemi. Statens naturvårdsverk, publ 1975:3.

SNV: Om metaller. Statens naturvårdsverk, publ 1976:7.

SNV: Riktvärden för luftkvalitet. Statens naturvårdsverk, publ 1976:8.

SNV: Emissionsinventering av svaveldioxid i Sverige. Statens naturvårdsverk, PM 380.

SNV: Kvicksilver - kontroll och användning, miljöeffekter. Statens naturvårdsverk, PM 421.

SNV: PM ang vissa uppgifter om tungmetaller som luftförorening. Statens naturvårdsverk, PM 428.

SNV: Luftföroreningssituationen i svenska tätorter i relation till föreslagna gränsvärden för svaveldioxid. Statens naturvårdsverk, PM 637.

SNV: Tungmetaller i mark och växter, en litteraturöversikt. Statens naturvårdsverk, PM 761.

SNV: Miljövård vid koleldning. Statens naturvårdsverk, ej publicerad.

SOU: Energiprognosutredningen 1985-2000. Statens offentliga utredningar, SOU 1974:64-65.

SOU: Energiförsörjningen 1975-1980. Långtidsutvecklingen, bilaga 3. Statens offentliga utredningar, SOU 1975:96.

STATENS INDUSTRIVERK: Tätorternas och den tunga industrins energiförsörjning. SIND 1976:3.

STATENS JORDBRUCS- OG VETERINAERVIDENSKABLIGE FORSKNINGSRÅD: Slammets jordbrugsanvendelse. Midtvejsrapport för dansk slamforskning. øverblick og Fokusering, september 1976.

STATENS NATURVETENSKAPLIGA FORSKNINGSRÅD: Minirotationsskogsbrukets ekologiska konsekvenser, 1976.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 233

STATENS VÄGVERK — TRANSPORTNÄMNDEN: Energikonsumtion vid transporter. Rapport 1, 1976-O8-02.

STERN A C (ed): Air Pollution. Third Edition l, 1976,

STOCKHOLMS GATUKONTOR: Gatukontorets verksamhet 1975.

STOCKHOLMS MILJÖ- OCH HÄLSOVÃRDSFÖRVALTNING: Stockholmsluft. Rapport 7:1976.

AB SVENSKA SHELL: K01. Tekniska kommersiella fakta nr 33, 1975.

SVENSKA VÄRMEVERKSFÖRENINGEN: Rapport rörande kväveoxidutsläpp från oljeeldade anläggningar, 1971-03-31.

SVENSKA VÄRMEVERKSFÖRENINGEN: Kraftvärme 1975. Möjlig utbyggnad av fjärrvärme och kraftvärme i Sverige, 1975

TEJLE G: Kontroll av avgasutsläpp. AB Svensk Bilprovning, delrapport 2,1976.

U S DEPARTMENT OF HEALTH, EDUCATION AND WELFARE: Sources of Polynuclear Hydrocarbon in the Atmosphere. Ducham 1967.

U S DEPARTMENT OF HEALTH, EDUCATION AND WELFARE: Air Quality Criteria for Hydrocarbons, 1970.

WARREN SPRING LABORATORY: Fuel Consumption, Smoke and Sulphur Dioxide Emissions and Concentrations and Grit and Dust Deposition in the U K, up to l973-4. LR 214(AD), 1976.

VEKRIS S L: Dispersion of coal particles from storage piles. Ontario Hydro Research Quaterly 2_3_ No 2:11-16, 1971.

WESTERMARK T et al: Orienterande studier över förekomst av kvicksilver, indium, kadmium och arsenik i växter och organ av djur runt ett sulfidsmältverk. Naturhistoriska riksmuseet, stencil 1974.

WESTÖÖ G: Metylkvicksilverhalter i fisk och skaldjur, februari 1971-juli 1974. Vår föda gl supplement 1, 1975.

WICKMAN E, ELVERS E and EDVARDSON K: A system of domains for global sampling problems. FOA A rapport D A263-AR 81, september 1973.

deWRINGER P H J, Dienst Centraal Milieubeheer Rijnmond, Holland. Personligt meddelande.

Utsläpp, spridning och föroreningshalter 235

APPENDIX

KONSEKVENSBEDÖMNING AV OLJEUTSLÄPP VID KATASTROF PÅ OLJEPLATTFORMAR OCH VID OLJETRANSPORTER I TANKFARTYG

av Sten-Olof Hellgren

1 OLJEPLATTFORMAR

Underlag i form av praktiska erfarenhetsbedömningar saknas. Däremot har vissa uppskattningar gjorts som redovisats i internationella sammanhang.

Från svensk sida har uppskattats att en blow-out från en oljekälla i Nordsjön skulle kunna ge ett utsläpp av 10 000 ton olja per dag under 100 dagar. Alltså en total kvantitet av omkring 1 000 000 ton. Av denna kvantitet kan ca 50 Z beräknas avdunsta och själv-dispergera i vattnet inom en vecka. Genom insats av olika bekämpningsmetoder (mekanisk upptagning och användning av dispergeringsmedel) beräknas att 400 000 ton kan bekämpas till sjoss.

Om resterande olja (100 000 ton) driver mot Sverige kan man beräkna att ett 100 km brett bälte, mestadels bestående av oljeklumpar når Bohusläns kust en månad efter utsläppet. Detta skulle innebära att l 000 ton olja varje dag under 100 dagar når svenska kusten i Bohuslän.

De ekonomiska konsekvenserna för det svenska fisket har i ett sådant fall grovt uppskattats till 22 miljoner kronor.

Rengöringskostnaderna på stränderna har antytts till omkring 3 000 kronor per ton olja.

Skadan för turistnäringen har också grovt uppskattats och beräknas förosaka en minskning av ca 20 Z av de normala intäkterna vid en högsäsongsperiod. I denna del av Sverige beräknas inkomsterna från turismen till 140 miljoner kronor varför

236 Utsläpp, spridning och jöroreningshalter sou 1977153 bortfallet skulle bli ca 28 miljoner. Sammanfattningsvis skulle kostnaderna för svenskt vidkommande beräknas bli

på djur- och växtliv genom bl a skador pa

står

fiskens lek- och uppväxtområden samt skador pa

vattenbeskaffenheten.

2 TANKFARTYG

Med samma beräkningssätt skulle skadeverkningarna

från en tankfartygskatastrof kunna uppskattas till

följande. Grundförutsättningarna är då att farty-

get totalhavererar och all lastad olja kommer lös.

130 000 ton läcker ut (nuvarande största last olja som in i Östersjön). 50 Z avdunstar på fartyg går och Av kvarvarande kan 52 000 själv-dispergeras. ton (40 Z av totalkvantiteten) bekämpas till sjöss

insats av mekaniska och kemiska metoder. genom 13 000 ton når vilka rengöres till strandpartier en kostnad av 3 000 kronor per ton olja ( ca 40 kronor). För bekämpning till sjöss är miljoner kostnaden för kemisk bekämpning känd (1 liter dis-

för 30 kg olja och kostnaden för pergeringsmedel ca 7,50 kr/1) och utgör ca dispergeringsmedlet 2 600 kronor ton för kemikaliedelen, vartill per S0 Z kan beräknas för insats av perytterligare sonal och Alltså ca 4 000 ton per ton utrustning. olja. För mekanisk upptagning kan kostnaden per ton sättas lika med kostnaden för upptagen olja

dispergerad olja.

Skador fisket och turistnäringen är här lika på svåra att som i det tidigare fallet uppskatta varför siffrorna för de tidigare använts och bara

omräknats i relation till utsläppens storlek.

skulle de ekonomiska konsekven- Sammanfattningsvis av ett totalhaveri med de största tankfarserna som trafikerar Östersjön bli tygen

130 000 22 = 3 miljoner kronor Skador på fisket 1 000 000 stränderna A0 Sanering på Förluster för 130 000 28 =4O

turistnäringen l 000 000

till S2 000x4 000 =208 Bekämpning

sjöss

291 Summa

Utsläpp, spridning och fdroreningshalter 237

Den i detta fall proportionellt högre totalkostnaden motiveras av att ett tankhaveri i Östersjön i närheten av Sverige kan innebära att sanering till sjöss vid haveriplatsen kan bli en insats som Sverige måste klara på egen hand.

I denna överslagsberäkning har ej heller medtagits kostnader för skador på längre sikt, eftersom möjligheter saknas att bestämma (och värdera) skador på vattenkvalitê, utgående från förmodade utsläpp. Generellt kan dock förmodas att ett oljeutsläpp av denna storlek skulle ge förödande verkan i Östersjön i jämförelse med ett liknanse i öppna hav p g a Östersjöns låga vattenomsättning.

3 ALLMÄNT

Skador på exempelvis sjöfågel, som alltid blir aktuella vid oljeutsläpp till sjöss, går i dessa fall ej att uppskatta, varken till omfång eller än mindre till ekonomiska storheter. Vad här kan påpekas är att redan begränsade utsläpp kan förorsaka död för tusentals fåglar varför det är troligt att katastrofartade utsläpp skulle förorsaka total fågeldöd i de områden som oljan når, vid stora utsläpp. Vissa fågelarters vidare existens skulle säkerligen komma ifråga.

En blow-out på Nordsjön omfattande l 000 000 ton olja skulle för svenskt vidkommande troligen ge totalt mindre skador än om ett tankfartyg med ca 100 000 ton olja totalhavererade i Östersjön och i båda fallen oljan strömmade mot Sverige. Detta gäller både de långsiktiga skadorna och de på kort sikt.

Å andra sidan är det orealistiskt att räkna med att ett stort tankfartyg i Östersjön skulle totalhaverera och 100 000 ton olja komma lös. Däremot kan andra olyckshändelser som grundstötning, kollision brand och konstruktionsfel ge upphov till utsläpp som storleksmässigt blir mindre vid varje tillfälle men sammantaget kan ge totalt större utsläpp än vid ett ensartat totalhavererat fartyg. Denna typ av begränsade olyckor kan beräknas innebära att 2-3 av fartygets tankar springer läck och hälften av oljan i dessa rinner ut innan inströmmande vatten stigit till läckans övre kant. Om ett fartyg som lastar ca 100 000 ton springer läck i 3 tankar skulle 15 000-25 000 ton olja beräknas läcka ut.

STATENS NATURVÅRDSVE RK Tekniska avdelningen HÃLSO- OCH MILJÖVERKNINGAR

VID UTNYTTJANDE AV FOSSILA BRÃNSLEN

DEL 3 EFFEKTER PÅ MILJÖN Rapport till Energi- och miljökommittên

Effekter pa miljön 241

FÖRORD

Avsnittet om effekter på miljön vid utnyttjande av fossila bränslen har utarbetats vid naturvårdsverkets tekniska avdelning. Utredningsarbetet är ett grupparbete med medverkan av Folke Larsson, Thomas Levander och Lars Lindau. Förutom dessa har flera andra personer inom naturvårdsverket medverkat i vissa avsnitt.

William Dickson och Wilhelm Dietrichsonz Försurning av sjöar. Gunnar Bergvall: Effekter på ytoch grundvatten p g a deponering av fast avfall. Göran Lithner: : Effekter på akvatiska ekosystem p g a metallnedfall. Per-Erik Schelin: Effekter p g a utsläpp av varmvatten och radioaktivt material.

Förutom naturvårdsverkets tjänstemän har personal från utomstående institutioner medverkat i olika delar.

Lars Landner, Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning: Effekter på ekosystem p g a nedfall av polyaromatiska kolväten. Nils Malmer, Lunds Universitet: Försurning av mark och vatten. Germund Tyler, Lunds Universitet: Effekter på terrestra ekosystem p g a metallnedfall.

242 Eflekter pa miljön

INNEHÅLLSFÖRTECKNING

Sida

Effekter på miljön 247

Sammanfattning 247 Försurning av mark och vatten 247 Påverkan på miljön p g a metallnedfall 248 Effekter p g a deponering av avfall 250 Effekter p g a utsläpp

Effekter på mark och vatten genom nedfall av svavelföreningar vid olika kraftproduktionsalternativ 255 o Uppdraget 255 u Underlag för bedömningar 256

bâbâbâbá ...o |—‘O—‘l—‘l—‘ f\3f\l\Jl\> l\Jt\)l\1r—‘

a I- Depositionsförhållanden 256

c no Känsligheten för belast-

ningsökningar hos olika system 258 Effekter 260 Utländska emissioner minskar med 25 Z 261 Utländska emissioner ökar med 25 Z 262 Alternativ Bl och B2 vid oförändrade utländska emissioner 264 Jämförelser mellan alternativen Bl och B2 265 b) c l—‘ Sammanfattning 266 U0 I l— Effekter i vatten p g a nedfall av svavelföreningar vid olika kraftproduktionsalter-

Lübåbåbäbå 000cc r—‘)—*r—r—‘r—

Bedömningar 279 Europas emission oförändrad 279 Europas emission minskar

Effekter på miljön 243

3.2 Direkta effekter på växter och material p g a exposition av gaser som ozon, svavel- och kväveoxider 287 a Växter 287 . 0 n Introduktion 287

l\f\)f\?l\)l\> P-P-4D-JP4D-J

. u o Svaveldioxid och sot

U-.A)L»)U)UJ

lL»Nr—4

. o . Kväveoxider 290 o . Ozon och FAN (peroxyacy1nitrat) 290 F* o U! Kolväten 291

(.~)L»Jl\)l\)l\l\Jv-‘

o

L»)l\)9-‘

Effekter 297

0 Sammanfattande värdering 304

DOOM

Geografisk

00a

lokalisering 314

J-\UJLAJbJ

Sammanfattande värdering 314 Effekter på fastmarksekosystem vid två olika blyhalter i bensin 315 Effekter på den yttre miljön vid fortsatt användning av bly som tillsatsmedel i bensin - och riskvärdeprognos ring Bakgrund Deposition och markupptagning Upplagring i och inverkan på växter Upplagring i och inverkan på djur Effekter på mikroorganismer och nedbrytningsproces-

Effekter på akvatiska eko-

LJLALDUJ «DJ-\-lvL\

. Bakgrundsbeskrivning 328 o Inverkan av luftburna metaller på sediment- och vattenkemi i SV Sveriges sjöar 329 Ekologisk riskvärdering 341

244 Effekter

pa miljön

Prognoser 346 F* Regional påverkan 347

LJUJDJU-) ...u -l«L\J>«L\ ...a U14-\-I-\-L‘

Effekter på ekosystem p g a nedfall av polyaromatiska

wwwwwwuw

Förekomst av polyaromater 361

Kl|\J1\.I‘LI1kl1LI‘|\./‘IKJ1 l\t\J\\3f\7l\.>l\>l\)|\J ®\JO\UIl-\bJl\30—‘

364 Biogena polyaromater

00000050 Upptagning 364 Metabolisering och utsöndring 366 Preliminär modell 370

t\r-

I\Jt\Jn—Ir—4r—v-A

non

h.)U.)U)L»JbJUJ C‘U‘0\OC\O‘

Kontrollåtgärder

...aan

Sammanfattning 388

Deponering av slam 388

egenskaper 389

. h) o Lakningsprocesser 389

Løåbâbâ O\O’\O

Kontrollåtgärder

tøbátühá \l\l\l\l to Inverkan på landskapsbilden 393 um Synpunkter vid lokaliserings-

prövning 394

wtøwwwww \I\l\l\l\l\l\l ...o-- I-‘\OO)\lC’\U1«l-\

Effekter på miljön 245

Effekter p g a utsläpp till vatten från kraftverk 411

3.10 Påverkan på klimat 415 3.10. Energiflöden 415 3.10. Vattenånga 417

U11-\(.a)!\JI—‘

3.10. Koldioxid 417 3.10. Ozon 418 3.10. Partiklar 419

Behov av forsknings- och undersökningsverksamhet 423

Referenser 425

»E ,mzTag;

sou 1977:68 Effekter pa miljön 247

3. E F F E K T E R P Å M I L J Ö N

3.0 SAMMANFATTNING

Vid utnyttjande av fossila bränslen erhålles effekter i miljö vid kraftproduktion men även uppvärmning av bostäder och bilism spelar en stor roll. De effekter som studerats är försurning av mark och vatten, påverkan på växter och material p g a utsläppta gasformiga substanser, effekter på mark och vatten p g a nedfall av metaller och polyaromatiska kolväten, effekter på yt- och grundvatten p g a avfallsdeponering, effekter p g a varmvattenutsläpp, effekter på klimat och landskapsbild.

3.0.1 FÖRSURNING AV MARK OCH VATTEN

Bedömningarna av försurningsfrågorna har gjorts med utgångspunkt från dagens situation och jämförelser har gjorts för olika utbyggnad av fossileldade kraftverk. Vid beräkningar av depositionen av svavelföreningar har även en ökning resp minskning av utsläppen i Europa medtagits p g a att dessa spelar en mycket stor roll. Det gynnsammaste alternativet av de valda beräkningsfallen för 1985 är en minskning av utsläppen i Europa med 25 Z och utbyggnad av kärnkraften i Sverige. Det medför en minskning av depositionen med 30-40 Z. Detta skulle innebära att riskerna för en fortsatt ökning av försurningen av sjöar och vattendrag i Sverige eliminerades. I vissa områden med i dag försurade sjöar kan man också förvänta sig en återgång till normala förhållanden. I fråga om effekter på mark och skogsproduktion torde det innebära en väsentligt mindre risk för en framtida allvarlig regional påverkan. En nedläggning av kärnkraften och ersättning med fossileldade kraftverksanläggningar samtidigt som svavelemissionerna i Europa ökar med 25 Z är det ogynnsammaste alternativet. Det medför en kraftig ökning av depositionen, mellan 10 och 50 Z för olika regioner. Depositionsökningen inträffar främst i områden med känsliga sjöar och vattendrag och den pågående försurningen kommer att gå betydligt snabbare än i dag och träffa ett ökat antal sjöar. Påverkan på mark blir av sådan storlek att den relativt snabbt kommer att återverka på skogsproduktionen över betydande arealer.

248 Eflekter pa miljön

Beräkningarna finns även utförda för flera andra fall med olika lokalisering av kraftverk, olika emissionssituationer i Europa etc. Sammanfattningsvis kan sägas att en ökad elkraftproduktion genom fossilbränsleeldade kraftverk kommer att medföra en betydande svaveldeposition i Götaland och delar av Svealand. I betydande utsträckning kommer depositionen att ske inom områden karakteriserade av ur försurningssynpunkt känsliga sjöar och vattendrag. Likaså finns vidsträckta områden, där skogsmarken får anses känslig ur försurningssynpunkt. Beräkningarna har förutsatt att beslutade bestämmelser om begränsning av svavelhalt i bränslen följs (l Z i olja, ca 0,7 Z i kol) eller att motsvarande reduktion görs med rökgasavsvavling. En ytterligare reduktion är dock möjlig genom användning av rökgasavsvavling och depositionen blir då mindre.

Helt uppenbart är att en ökning av den nuvarande depositionen inom ur försurningssynpunkt känsliga områden skulle innebära en betydande ytterligare försämring av sjöarnas tillstånd. Den ökade försurningen kan på grund av sin omfattning rimligen ej motverkas genom kalkning etc. Markförhållanden inom avsevärda delar av det influerade området är också sådana att en depositionsökning åtminstone på sikt kan väntas få negativa konsekvenser ur skogsproduktionssynpunkt antingen genom helt eller delvis utebliven tillväxtökning eller en direkt tillväxtminskning. Skillnaderna mellan lokaliseringsalternativen (väst- eller ostkust) är små vad avser försurningssynpunkter. Slutligen bör ifråga om försurningen framhållas att någon hänsyn inte har kunnat tas till kväveoxidernas försurande egenskaper då underlag saknas.

3.0.2 PÅVERKAN PÅ MILJÖN P G A METALLNED- FALL

När det gäller effekter på terrestra ekosystem (mark, växter) p g a metallnedfall framstår kadmium, koppar, kvicksilver och vanadin som de allvarligaste. Den källa som har de största metallutsläppen är koleldade kraftverk men även olja innehåller metaller, främst vanadin. Ifråga om påverkan över större områden av framför allt södra och mellersta Sverige kommer alternativet med koleldade kraftverk (dagens teknik) med höga metallhalter i kol att redan inom 10-20 år få negativa följder för den yttre miljön i form av en accelererad anrikning av tunga metaller i markens humusskikt, och en negativ inverkan på vissa markbiologiska processer kan inte uteslutas. Om olja eller kol med höga vanadinhalter kommer att användas kan negativa effekter på markens förmåga att

Effekter pá miljön 249

mineralisera fosfor befaras. Mot sekelskiftet kan detta ge utslag i en viss försämring av tillväxten. Förändringen kommer sannolikt inte att kunna urskiljas visuellt men även små sänkningar av primärproduktionen, t ex skogstillväxten, har naturligtvis nationalekonomisk betydelse.

De lokala effekterna blir störst för ett koleldat kraftverk med höga metallhalter i kol och det är fosfor- och kvävemineraliseringen samt kvävefixeringen i marken som påverkas och leder till minskad tillväxt och på sikt förändringar i floran. Vissa metaller är även direkt giftiga för växter. Stora kraftverk med dylika kol och med nu tillgänglig teknik för begränsning av utsläppen framstår som tveksamma ur miljövårdssynpunkt.

Vad gäller effekterna på sjösystem över större områden i södra och mellersta Sverige framstår utsläppen av kvicksilver från koleldade kraftverk som allvarliga med hänsyn till att situationen beträffande många sjöar redan nu är hårt ansträngd. Även utsläpp av kadmium får anses allvarlig i de fall kol med höga metallhalter kommer till användning. Ifråga om lokala effekter kan nedfallet från ett stort koleldat kraftverk med höga metallhalter i kol få påverkan. Nedfallet av flertalet metaller kan komma att öka tiofaldigt eller mer vilket sannolikt för flera metaller innebär koncentrationshöjningar i vattnet till nivåer som är skadliga på fisk och andra organismer. Även alternativet med låga metallhalter i kol respektive oljealternativet, det sista utan rening, kan ge effekter av betydelse p g a stora nedfall av kvicksilver, krom och koppar respektive vanadin och nickel.

Ett problem vid bedömning av de lokala effekterna av metallnedfall utgör osäkerheten i depositionsberäkningarna. Det finns mätningar på mossa omkring kraftverket i Karlshamn som tyder på relativt stor närdeposition. Teoretiska beräkningar ger dock vid handen att depositionen sker på betydligt större avstånd. Osäkerheten i uppgifterna om metallhalter i kol måste även understrykas. Både högre och lägre halter finns i kol än de som använts vid beräkningarna och därmed kan beskrivna effekter bli både kraftigare respektive svagare. Det måste även konstateras att kännedomen om hur olika metaller påverkar miljön ännu är mycket bristfällig. Den metallekologiska forskningen har hittills i huvudsak varit inriktad på att spåra och mäta spridning till samt anriknings- och transportprocesser i ekosystemen.

250 Eflekter på miljön

I fråga om föroreningen med bly från bilavgaser har den ännu inte medfört att några klart påvisbara skador på den terrestra miljön (mark, växter) har kunnat iakttagas. Förutsättningarna att mer gradvisa förändringar skall ha undgått att uppmärksammas är dock givna, då nästan ingen forskning ännu bedrivits över ekologiska effekter av bly från avgaser. Nästan all forskning på bly i den yttre miljön har hittills varit inriktad på spridning och deposition samt upplagring i mark och organismer. En omfattande upplagring av bly från avgaser har sålunda skett i mark, växtlighet och djurliv inom tättbefolkade och industrialiserade områden. Transporter i näringskedjor har påvisats för vägnära och urbaniserade miljöer och en upplagring i mark och mosstäcken fortgår över vida områden av norra halvklotet. Den allvarligaste aspekten på detta föroreningsproblem är att även en konstant emission av bly från avgaser kontinuerligt leder till en ökad markförorening. Vidare måste det på teoretiska grunder anses odiskutabelt, att en fortgående försurning av den yttre miljön leder till att blyets biologiska tillgänglighet ökar. Assimilations- och fotosyntesnedsättning samt hämmad rottillväxt är störningar som inträffar tidigt men som är svåra eller omöjliga att upptäcka utan ingående mätningar. Med utgångspunkt från de talrika fysiologiska och ekologiska försök som företagits med blysalter måste det dock bedömas som mest sannolikt, att sådana störningar verkligen förekommer i vägnära och urbaniserade områden till följd av förorening med bly ur bilavgaser.

3.0.3 EFFEKTER P G A DEPONERING AV AVEALL

Vid förbränning av kol erhålles stora mängder metallhaltig aska samt slagg. Metallhalten är ca 10 ggr större i aska och slagg jämfört med bränslet. Avfallsmängden är 10 till 15 Z av bränsleförbrukningen. För verk av storleken l 000 Mwel produceras ca 250 000 ton/år. Rökgasavsvavling med i dag tillgänglig teknik med kalklösningar i skrubber ger ca 400 000 ton slam/år för ett lika stort verk. Deponeringen av askan och slaggen fordrar stora ytor och för att förhindra infiltration av metaller till grundvatten krävs tät mark med lera e d. Förutsättningarna att finna områden med sådana kvaliteter inom rimliga avstånd till kraftverken får betraktas som begränsade varför risker finns för allvarliga effekter på grundvattnet. Vidare uppkommer ett lakvattenöverskott som innehåller lösta metallföreningar vilka dock kan begränsas med hjälp av reningsteknik.

sou 1977:68 Ejfekter på miljön 251

Även landskapsbilden påverkas kraftigt av avfallsmängderna. En slammängd av 400 000 ton per år (1 000 Mwel) kräver ca 7 ha/år med en deponeringshöjd av 4 m. Efter 25 års drift blir behovet 175 ha. Är byggnadshöjden 50 m blir motsvarande siffror 14 ha. En reningteknik där svavlet i rökgaserna kan tillvaratas och åtminstone delar av askan/ slaggen kan återanvändas framstår dock som möjlig i framtiden.

3.0.4 EFFEKTER P G A UTSLÄPP AV VARMVATTEN

Negativa effekter: l. Ändrad artbalans, artfattigare fauna och flora och därmed ändrad funktion hos våra naturliga vatten. 2. Lägre syrgashalt genom minskad löslighet, och genom ökad produktion av organiskt material, accelererade mikrobiologiska processer och isolering av djupvatten. 3. Högre produktion av icke önskvärda organismer, t ex mindre attraktiva fiskarter, fiskparasiter, blågröna alger etc. 4. Ökat upptag av metaller, klorerade kolväten och radioaktiva nuklider i levande organismer. 5. Försvårat fiske i närområdet genom ökad påväxt, ström och dimbildning. 6. Eliminering av organismer i intagsområden och kylsystem. 7. I vissa fall sänkt vattenkvalitet för kommunala, industriella och rekreativa ändamål: högre intagstemperatur för vattentäkt - ökad korrosion ökad av kolgenom utveckling dioxid och svavelväte - lukt från överbelastad dålig recipient

Positiva effekter: 1. Stimulerad bakteriell nedbrytning av organiskt material s k självrening 2. Ökad vattenomsättning och syrgastransport till isolerade vattenområden (fordrar spec tekniska lösningar) 3. Ökat fiske på till den högre temperaturen anpassade arter. 4. Högre produktion av nyttiga organismer, t ex för fiskföda 5. Möjligheter till förlängd badsäsong

252 Effekter pâ miljön

Man kan utgå ifrån att ett varmvattenutsläpp alltid innebär omställningsproblem för en recipient. För att minska de negativa effekterna bör man förlägga varmvattenutsläppen till exponerade lägen med stor vattenomsättning d v s i princip till kustavsnitt som är relativt opåverkade av mänsklig aktivitet.

3.0.5 PÅVERKAN PÅ KLIMAT

Lufthavet innehåller drygt 0,3 Z koldioxid. En ökning av halten koldioxid i atmosfären medför att den lägre delen av lufthavet får en förbättrad värmehushållning varigenom temperaturen vid jordytan ökar. Människan förbränner stora mängder fossila bränslen och tillför därigenom lufthavet koldioxid. Vi kan inte rena rökgaserna från koldioxid. Endast en övergång till andra energiformer kan lösa detta problem. Den koldioxid, som årligen emitteras genom förbränning av fossila bränslen beräknas till l6 miljarder ton, varav ca 80 miljoner kommer från svenska källor. Den totala mängden koldioxid i atmosfären har beräknats till ca l 000 miljarder ton varav 15 Z beräknas ha antropogen härkomst. Av den årliga mängden koldioxidproduktion absorberas hälften av oceanerna samt av växtvärlden.

Luftens koldioxidhalt har ökat från ca 290 ppm vid mitten av förra århundradet till ca 325 ppm idag, d v s en ökning på 10 Z. Av denna ökning har ca 13 ppm ägt rum sedan 1958. Det är praktiskt tänkbart att förbränna kol och olja så att lufthavets koldioxidhalt fördubblas eller mer. Med nuvarande takt i användningen av fossila bränslen tar det 200 ä 250 år innan lufthavets koldioxidhalt har fördubblats, men redan en årlig tvåprocentig ökning av förbränningen av fossila bränslen innebär att koldioxidhalten i lufthavet kommer att ha fördubblats inom 100 år och en femprocentig ökningstakt flyttar denna tidpunkt fram till blott 20 ä 30 år in på 2 000-talet.

Förrådet av karbonater minskar när koldioxidhalten i havet ökar, vilket kan få ödesdigra följder för livet i havet. En nedbrytning sker av de kalkämnen som bildar skal och skelett hos en mängd organismer.

Beräkningarna av vad som kommer att inträffa med en ökande koldioxidhalt i atmosfären kompliceras dock av flera faktorer. En ökad temperaturstegring skulle sannolikt framkalla en ökad molnighet, som i sin tur skulle verka avkylande. Vidare kan det vara svårt att bedöma den kombinerade effekten av ökad mängd fasta partiklar och koldioxid i atmosfären.

sou 1977:68 Effekter pâ miljön 253

Meningarna går isär om hur stor roll människan spelar för den globala som partikelbelastningen lufthavet uppvisar idag. Uppskattningarna av den nuvarande mänskliga produktionen av stoft som tillförs lufthavet är från några till ca S0 Z av den naturliga. I partikelbelastningen för de övre luftlagren ingår även vissa sulfater och mindre partiklar som bildas av svavel härrörande från bl a fossila bränslen. Den förhärskande uppfattningen f n är att tillförseln till atmosfären av fasta partiklar genom människors förbränning av fossila bränslen tills vidare är för liten för att ha något avgörande inflytande på klimatet. Partiklarnas totala roll är en försämrad värmebalans med rymden och en därigenom lägre medeltemperatur för jorden.

Under de senaste åren har möjliga förändringar av ozonskiktet på 20-40 km höjd kommit i blickpunkten p g a farhågorna att mänsklig verksamhet kan tänkas påverka de fotokemiska reaktionerna på dessa höjder. Förekomsten av ozon i stratosfären är av fundamental betydelse för temperaturförhållandena genom absorption av ultraviolett strålning, varigenom denna för varje slag av liv skadliga strålning endast till en ringa del når jordytan. Det torde vara klarlagt att såväl utsläppen av kväveoxider från överljudsplan på 17-20 km höjd som användningen av klor-metangaser skulle kunna minska mängden av ozon i stratosfären. Kväveoxiderna utgör de viktigaste katalysatorerna vid reaktionsförloppen. Betydelsen av kväveoxidutsläppen på lägre höjd p g a bl a förbränning av fossila bränslen är oklar.

3.0.6 MILJÖEFFEKTER AV ALTERNATIVA FOSSILA ENERGIRÅVAROR

Naturgas anses vara en ren energikälla men vissa miljövårdsproblem finns. Vid förbränning emitteras relativt stora mängder kväveoxider, ca 25 Z av ekvivalent mängd olja. Vidare finns risker i samband med transport och lagring. Rörledningar som dras ovan jord ger även en påverkan på landskapsbilden.

Torvtillgångar finns i Sverige och är ett aktuellt bränsle. Påverkan på miljön erhålles emellertid vid utnyttjande. Myr- och torvmarker tillhör våra icke förnyelsebara naturtillgångar med en årlig tillväxt av högst l mm per år på gynnsamma platser. Myrarna utgör mångskiftande ekosystem med en historia som kan avläsas i torvlagerföljderna. Myrarna har också betydelse för hydrologin både lokalt och regionalt. Exploatering av större myrområden åstadkommer vanligen en betydande sänkning av grundvattenytan även inom angränsande områden, vilket kan leda till förändring av vegetation och djurliv. Myrarna är väsentliga element i landskapet, lokalt dominerande över stora

254 Eflekter på miljön sou 1977:68

vidder, i andra fall bidragande till att skapa omväxling i landskapet. Man kan sammanfattningsvis säga att torvmarken är en naturresurs på vilka ett flertal olika intressenter ställer sina anspråk. De viktigaste intressenterna är täkt för energiändamål, skogsbruk, kulturell och vetenskaplig naturvård inkl miljöövervakning, jakt och viltvård samt rekreation och friluftsliv.

Även vid förbränning av torv uppstår miljövårdsproblem genom utsläpp av polyaromatiska kolväten och metaller. Mängderna är av samma storleksordning som vid kolförbränning.

Energiskogar kommer otvivelaktigt att lokalt kraftigt påverka fauna och flora. Ett vedkraftverk på 100 Mwel fordrar omkring en 200 kmz stor energiodling. Underlag saknas för att kunna göra säkra bedömningar av utsläpp av kväve och fosfor till yt- och grundvatten p g a den gödsling som erfordras men uppenbara risker finns för betydande effekter av dylika utsläpp. Utsläpp av polyaromatiska kolväten är hög vid vedeldning, betydligt större än med olja räknat per energienhet.

Oljeskiffrar finns i Sverige i Västergötland, östergötland, på Öland och i Närke. Vid utvinning av fossila bränslen kommer sannolikt metaller som aluminium, molybden, vanadin och uran att utvin- «nas. Miljövårdsproblem kommer att uppstå vid en eventuell exploatering. Vittringen i skiffern under brytningen ger vattenföroreningar i form av närsalter och metaller och restprodukterna kan ge en diffus spridning av föroreningar till grundvattnet. Vissa luftvårdsproblem som utsläpp av svavelföreningar, illaluktande substanser och stoft kan även förväntas. Naturvårdsproblemen måste bedömas som svåra med relativt stora ingrepp vid en större produktion. Även om förändringarna i landskapet kan göras små med hjälp av återfyllning, revegetering 0 d kvarstår ingreppet under brytningstiden. Förändringar i grundvattenbilden kan också tänkas bli så stora att detta minskar vattentillgången inom stora arealer runt brytningsområdet, vilket på sikt kan innebära att vissa naturtyper slås ut.

3 . 0 . 7 MILJÖEFFEKTER - EFTER :L990

I avsnitt 2 har framhållits att den tekniska utvecklingen kan medföra mindre utsläpp vid användning av fossila bränslen, bl a har förbränning i fluidiserad bädd och kolförgasning nämnts. Någon utvärdering av effekterna i miljön har inte gjorts för dessa alternativ. Allmänt kan dock sägas att den nya tekniken (framförallt kolförgasning) kommer att ge utsläppsnivåer som har förutsättningar att kunna accepteras ur miljöeffektsynpunkt.

Effekter på miljön 255

3.1 FÖRSURNING AV MARK OCH VATTENDRAG

3.1.1 INTRODUKTION

För att belysa effekterna av utsläpp av svavelföroreningar genom försurning av mark och vattendrag har två delrapporter utarbetats. Den ena rapporten har sammanställts av Nils Malmer vid Lunds Universitet med titeln Effekter på mark och vatten genom nedfall av svavelföreningar vid olika kraftproduktionsalternativ (avsnitt 3.1.2). Den andra rapporten har sammanställts av William Dickson och Wilhelm Dietrichson vid naturvårdsverkets forskningsavdelning med titeln Effekter i vatten p g a nedfall av svavelföreningar vid olika kraftproduktionsalternativ (avsnitt 3.1.3)

3.1.2 EFFEKTER PÅ MARK OCH VATTEN GENOM NED- FALL AV SVAVELFÖRENINGAR VID OLIKA KRAFTPRODUKTIONSALTERNATIV

3.1.2.1 Uppdraget

I skrivelse 1976-ll-19 har Statens Naturvårdsverk med anledning av den pågående utredningen rörande hälso- och miljöeffekter vid olika elkraftproduktionsalternativ begärt en delutredning rörande vilka regionala effekter nedfall av svavelföroreningar kan väntas få på mark och därmed också indirekt på skogsproduktionen. Med hänsyn till luftföroreningarnas övergripande natur kommer här även att ges synpunkter på dels de direkta effekterna på vegetationen, dels effekterna i sjöar och vattendrag.

Uppdraget innebär i princip att belysa svavelföroreningarnas förväntade miljöeffekt 1985 vid en årlig elproduktion om 150-160 Twh enligt sex olika alternativ. Vissa av alternativen (A) innebär att ca 40 Z av denna elkraft framställes via kärnkraft, andra (B) innebär en kraftig utbyggnad av den fossilbränslebaserade elkraftproduktionen. I sistnämnda fall skall två lokaliseringsalternativ studeras, nämligen ett (B1) med en i stort sett likformig fördelning längs Sydsveriges kust och ett (B2) med koncentration till ostkusten. I samliga alternativ skall belysas effekterna dels under förutsättningen att de utländska emissionerna av svavelföreningar minskar med 25 Z, dels att de ökar med

Eflekter på miljön

25 Z. I förutsättningarna för samtliga alternativ ingår också en väsentlig begränsning av svavelhalten i all den olja, som förbränns inom landet.

Trots att det inte begärts och därför visst önskvärt underlagsmaterial saknas, kommer också översiktligt att belysas vad som skulle bli effekterna på miljön av alternativen A och B om de utländska emissionerna förblev på en i stort sett oförändrad nivå.

3.1.2.2 Underlag för bedömningarna

3.l.2.2.l Depositionsförhållanden

Tillgängligt material: De av depositionsförhållandena, som beräkningar underlag för dessa bedömningar utgöres av utgör ett antal redovisade 1976-ll-12 av konceptkartor Ulf Uppsala. Viss komplettering har skett Högström, 1977-02-04. Dessa kartor visar våt- och torrdeposition var för sig dels i nuläget genom medelvärden för åren 1971 och l972, dels det troliga svavelnedfallet 1985 enligt vart och ett av alternativen som angivits under punkt 3.1.2.1. Värdena är korrigerade för sea spray. Denna del av depositionen synes dock endast influera nedfallet längs västkusten, huvudsakligen i N, O och (delvis) P län.

Som underlag för de fortsatta ställningstagandena har med utgångspunkt från det erhållna kartmaterialet framställts nya kartor, som redovisar den totala depositionen (torr + våt) dels den aktuella för 1971/72, dels den enligt de olika alternativen för 1985 beräknade. Ur detta material har sedan beräknats den relativa förändringen inom olika områden av den totala depositionen 1985 i förhållande till 1971/72. Därigenom elimineras vissa av de osäkerhetsmoment, som ligger i dessa nedfallsberäkningar.

Problem vid bedömningen av depositionsförhållandena: För att mera exakt kunna bedöma miljöeffekterna av svaveldepositionen är det en brist att det saknas säkert värde på vad som skulle kunna annågot ses vara den naturliga depositionen, d v s den atmosfäriska svaveldepositionens storlek innan den nuvarande föroreningssituationen inträdde. Denna brist tillsammans med osäkerheten i depositionsatt flertalet bedömningar av beräkningarna gör effekterna på miljön bör göras i relativa termer.

Tidigare har jag hävdat att det sedan 1930-talet har inträffat minst en fördubbling av svaveltillförseln (SNV PM 402, p 82). Sannolikt var emeller-

Effekter på miljön

tid också en del av den dåtida depositionen av antropogent ursprung. Det mera teorestiskt framräknade excess sulphur, som ofta anges som ett mått på det antropogena svavlet och utgör ca 80 Z av den totala nuvarande depositionen borde därför snarast kanske betraktas som ett maximivärde (l.c.)

Högström har emellertid samtidigt i sina beräkningar inför denna utredning ansett att den naturliga bakgrundsdepositionen kunde anses försumbar jämfört med den antropogena.

Hela bearbetningen har skett med sikte en på regional skala. I kartmaterialet har en beräkningspunkt i trakten av Älmhult (G län) vad avser den nuvarande svaveldepositionen starkt influerats av utsläppen från Karlshamnsverket. Vid min har bearbetning jag därför ej alltid tagit hänsyn till dess värden. Samtidigt visar detta hur starkt lokala utsläpp kan påverka den regionala nedfallsbilden.

Ur försurningssynpunkt, speciellt ifråga om mark, spelar jämte svavelföreningar också oorganiska kväveföreningar (typ NO och NH ) en icke försumbar roll. De utgör en tillkommande faktor, som det inte har närmare redovisats om den av de påverkas olika alternativen för elkraftproduktion. Uppenbarligen gör de emellertid detta, men deras eventuella roll kan följaktligen inte beaktas i fortsättningen.

Till svaveloxidernas miljöinflytande hör också deras effekter genom direkt påverkan på vegetationen. Normalt räknar man i sådana fall med att det blir frågan om övervägande lokala effekter kring själva emissionskällan, eftersom det fordras förhållandevis höga koncentrationer i luften innan några direkta, synliga yttre skador kan observeras. Påtagliga tillväxtreduktioner på skogsträd har emellertid påvisats vid månadsmedelvärden för svaveldioxidkonc ntrationer i luft av storleksordningen 5-l0 pg/m , främst beroende på att det då under enstaka kortvariga perioder (timmar) uppenbarligen

förekommer

koncentrationer av storleksordningen 100 , pg/m vilka har visats ge upphov till produktionsnedsättningar under rätt långa perioder. Eftersom uppgifter om beräknade luftkoncentrationer ej redovisats, har risken för vegetationsskador av detta slag inte kunnat beaktas här. De kan emellertid inte uteslutas, speciellt i områdena närmast kring anläggningarna och bör följaktligen utredas närmare.

258 Ejfekter pa miljön

3.1.2.2 Känsligheten för belastningsökningar hos olika system

Sjöar och vattendrag: Sjöars och vattendrags förmåga att motstå en belastning av försurande ämnen beror ytterst helt på deras buffringsförmåga, d v s främst halten av vätekarbonatjoner totalt och relativt. Denna sammanhänger sedan i sin tur dels med nederbördsområdets berg- och jordarter, dels med det relativa inflytandet av luftburna ämnen på vattnets kemiska karaktär. Tidsförloppet ifråga om försurningen av en sjö är dessutom beroende på vattenomsättningen i sjöar och dess nederbördsområde liksom i viss mån av nederbördsområdets geologiska karaktär.

I SNV PM 676 föreligger en karta (figur 3:2) över områden där det övervägande antalet sjöar är försurningskänsliga och sådana där flertalet sjöar ej torde vara försurningskänsliga. Jämför figur 3.l:l. För Kronobergs län, som i sin helhet representerar ett område med försurningskänsliga sjöar, har jag samtidigt konstaterat (SNV PM 676, p 127) att ca 90 Z av sjöarna (omfattande 75-80 Z av den totala sjöarealen):

i dag har en sådan känslighet att de i varje fall på sikt måste anses vara direkt hotade av en försurning vid den nuvarande eller en obetydlig ökad föroreningsbelastning. Bedömningen av känsligheten baseras i detta fall på kravet att pH-förhå1landena genom en tillräcklig buffertkapacitet skall vara så stabila, att även tillfälliga belastningsökningar, betingade exempelvis av onormala väderleksförhållanden etc, inte skall vålla några ekologiska förändringar eller skador på fisket.

Resultaten av en inventering 1971 visade att 40 Z av samtliga länets sjöar 0,2 kmz (omfattande 20 Z av sjöarealen) med ledning av pH-värdet sommartid i pelagialt ytvatten sannolikt måste betraktas som försurade. En partiell inventering sommaren 1975 tydde på att försurningen då hade gripit omkring sig ytterligare. Detta bekräftar vad man teoretiskt kan vänta sig, nämligen att försurningen av sjöarna kommer att ytterligare gripa omkring sig även med en i stort sett oförändrad föroreningsbelastning.

Det finns anledning anta att såväl graden av känslighet som omfattningen av försurningen hos sjöarna i stort sett är densamma i samtliga de områden i Sydsverige, som karakteriseras av känsliga sjötyper. Resultat redovisade från SNV (t ex SNV publ 1974:11) pekar dessutom mot att den aktuella försurningens omfattning inom vissa områden sanno-

sou 1977:68 Effekter på miljön 259

likt är större än i Kronobergs län exempelvis Göteborgs och Bohus län samt Älvsborgs län, medan andra hitintills inte så hårt belastade kanske inte drabbats i lika hög grad.

Mark och skogsproduktion: De senaste årens forskningsresultat har gett allt klarare experimentella och andra belägg för att en försurad nederbörd i likhet med varje annan ändring i nederbördens kemiska karaktär påverkar markförhållandena både i kemiskt och biologiskt avseende. Sammanfattningar av forskningsresultaten finns i två artiklar av Malmer resp Tamm (Ambio 5:231-238, 1976). Frågan är närmast hur snabbt och med vilken intensitet markförändringarna kan väntas uppträda.

Det är inte möjligt att ange dessa markförändringars återverkan på skogsproduktionen exaktare än vad Jonsson & Sundberg (1972) gjorde i samband med förarbetena till den svenska rapporten till FN:s miljövårdskonferens 1972. Där anföres bl a (op.c, p.37):

acidification cannot be excluded as a possible cause of the poorer growth development, but may be suspected to have had an unfavourable effect on growth within the more susceptible regions... ...the average annual reducti0n...for the more susceptible regions in relation to less susceptible ... values 0.3 and 0.6 per cent have been proposed, in an example, as a reasonable approximation.

För min egen del har jag menat (SNV PM 403, p 114) att en ytterligare fördjupning av dessa undersökningar är önskvärd, något som dock ännu ej kommit till stånd. Vidare har jag med tanke såväl på att den stora ökningen av svaveldepositionen till väsentlig del skett först under 1960-talet som på den höghet varmed skogsekosystemen torde reagera på ett ändrat nederbördskemiskt klimat framhållit att mera omfattande återverkningar på skogsproduktionen torde komma att registreras först från mitten av 1970-talet. Vissa systemanalytiska undersökningar nyligen utförda inom skogsprojektet Barrsk0gslandskapets ekologi synes också i viss mån stödja ett sådant antagande.

Av särskild betydelse i detta fall är frågan om olika marktypers känslighet ur försurningssynpunkt. Uppenbart är att jordar med en hög lerhalt eller en hög halt av organiska kolloider är mer motståndskraftiga mot en försurning och de andra negativa effekter ur produktionssynpunkt, som en sur nederbörd kan väntas medföra. En hög kalkhalt bidrar givetvis också, åtminstone till en början, att begränsa verkningarna.

260 Effekter pa miljön SOlJl97W68

Speciellt känsliga ur försurningssynpunkt torde i första hand vara områden med kalkfattiga, lätta och genomsläppliga jordarter eller steniga och grusiga jordar samt områden med grunt jordtäcke och riklig förekomst av hällmarker. De relativa utlakningsförlusterna vid en försurning är störst i jordar med låg basmättnadsgrad, d v s podsoler med sur reaktion. Samtidigt kan pH-ändringen, inte minst på grund av att pH är en expontiell funktion, bli relativt liten. I absoluta tal, däremot, är utlakningsförlusterna och sannolikt också pH-ändi sådana - ofta med ringarna störst jordmånstyper låg buffertkapacitet -, som visar en svag brunjordskaraktär och är intermediära mellan podsol och brunjord. Skogsproduktionen per ytenhet räknat är tack vare marktillståndet i allmänhet högre i det sistnämnda fallet. Det Ran därför också tänkas att en eventuell återverkan på skogsproduktionen, absolut sett, skulle vara störst i detta fall. Detta innebär emellertid inte att en eventuell återverkan, relativt sett, också är störst.

Det kommer att framgå av den fortsatta framställningen, att dessa frågor rörande markens relativa känslighet i denna speciella storregionala utredning förefaller att vara av underordnad betydelse jämfört med frågan om storleken av de arealer, som kan väntas bli påverkade enligt de olika alternativen. Den torde däremot vara av större betydelse då det gäller att mera i detalj bestämma lokaliseringen.

Här har enbart beaktats förhållandena på skogsmark. På åkermark har på sedvanligt sätt ansetts att eventuella negativa verkningar av en sur nederbörd kan kompenseras på ett eller annat sätt. Sådana åtgärder är mycket svårare att vidta på skogsmark och har dessutom ur skilda ekologiska synpunkter bedömts som negativa. Direkteffekter på jordbrukssom i detta sammanhang kan anses ha ungefär grödor, samma känslighet som skogsträd, kan ej belysas här eftersom uppgifter om uppkommande lufthalter saknas.

3.1.2.3 Effekter

Depositionsbilden för svavel kommer i hög grad att bestämmas av utvecklingen av de utländska emissionerna. Till följd därav har i första hand de tre behandlats dels under förututbyggnadsalternativen sättning av att de utländska emissionerna reduceras med 25 Z, dels att de ökas med 25 Z. Avslutningsvis vissa synpunkter på vad som kan väntas om de utges ländska emissionerna förblir i stort sett oförändrade.

Effekter på miljön 261

3.l.2.3.l Utländska emissioner minskar med 25 %

Svenskt utbyggnadsalternativ A:

Degosition. En väsentlig minskning av den totala svaveldepositionen kommer att ske i större delen av Sverige med mer än 25 Z av den nuvarande (figur 3.Z:l). Detta skulle innebära en betydande sänkning av den nuvarande föroreningsnivån beträffande svaveloxider. Nederbördens pH-värde skulle också öka jämfört med nuläget. Fortfarande skulle det dock föreligga en ändring i det nederbördskemiska klimatet jämfört med de naturliga förhållandena.

Sjöar och vattendrag. Den minskade svaveldepositionen borde innebära att riskerna för en fortsatt ökning av försurningen av sjöar och vattendrag i Sverige eliminerades. Inom de redan försurningsdrabbade områdena i Göta- och Svealand samt i SV Norrland borde man också kunna vänta sig en successiv utveckling mot mera normala pH-värden i många av de försurade vattnen. En förhöjd instabilitet i pH-värdena kommer dock under alla omständigheter att kvarstå. Så småningom kommer sannolikt också den ekologiska balansen i flertalet sjöar och vattendrag att återställas, eftersom försurningsperioden ännu så länge i de flesta fall varit av relativt kort varaktighet.

Mark och skogsproduktion. Minskningen av föroreningsnivån bör innebära en väsentligt mindre risk för en framtida, mera omfattande eller ur produktionssynpunkt mera allvarlig regional påverkan på markförhållandena. De markförändringar som eventuellt redan inträffat torde däremot kvarstå för framtiden.

Svenska utbyggnadsalternativ Bl och B2: Jämfört med utbyggnadsalternativ A Degosition. innebär alternativen Bl och B2 en väsentligt högre deposition i Götaland och östra Svealand medan förhållandena i västra Svealand och Norrland inte kommer att påverkas i lika hög grad (figur 3.l:3 och 3.l:4).Enligt båda B-alternativen skulle dock depositionen i större delen av Syd- och Mellansverige komma att ligga under den nuvarande. En stor del av det föroreningsutrymme jämfört med nuläget, som minskningen av de utländska emissionerna ger, utnyttjas emellertid för att öka de inhemska utsläppen.

262 Effekter på miljön

Sjöar och vattendrag. Eftersom dessa utbyggnadsalternativ jämfört med alternativ A inte ger upphov till någon väsentligt ökad deposition i Norrland och västra Svealand kommer utvecklingen inom dessa områden att bli densamma som redovisats för detta. För västra Svealand, där försurning av sjöarna rapporterats, och de är känsliga över stora områden, bör även dessa alternativ leda till klara förbättringar ur försurningssynpunkt.

För övriga Sydsveriges vidkommande torde inom känsliga områden de nuvarande allmänna utvecklingstendenserna ifråga om försurningen i stort sett bibehållas. Denna bedömning har gjorts med hänsyn till buffertkapacitetens speciella roll i försurningsförloppet. Sannolikt kommer den dock att gå långsammare och kanske inte heller att drabba riktigt så många sjöar. Det slutliga pHvärdet kommer sannolikt också att vara något högre än man kan vänta med nuvarande föroreningsnivå.

Mark och skogsproduktion. Också ifråga om markförhållandena och därmed skogsproduktionen kommer den jämfört med nuläget positiva utvecklingen som angetts för alternativ A att gälla för Norrland och västra Svealand. För Svdsverige och Mellansverige i övrigt är däremot utvecklingen beträffande markförhållandena och skogsproduktionen mera osäkra. Under alla omständigheter kommer dock förloppet att bli långsammare. De eventuella effekterna på de minst känsliga men ändå inte helt motståndskraftiga markerna kommer antingen att utebli eller åtminstone bli väsentligt mindre. Det bör dock påpekas att skogsmarken i Sydsverige genomsnittligt sett är avsevärt produktivare än i Nordsverige. Även en begränsad, relativ reduktion av tillväxten eller tillväxtökningen kan därför komma att betyda jämförelsevis mycket omräknat i absoluta tal.

3.l.2.3.2 Utländska emissioner ökar med 25 %

Svenskt utbyggnadsalternativ A: Jämfört med nuläget innebär detta al- Deposition. ternativ en avsevärd ökad deposition dels i Götaland och östligaste Svealand, dels inom ett vidsträckt område från Dalsland över Värmland och västra Dalarna upp till Härjedalen och Jämtland (figur 3.l:5). Förhållandena blir i stort sett oförändrade i övriga Svealand samt i Norrland där dessutom trots de ökade utländska emissionerna minskningen av de inhemska kommer att resultera i en viss minskad deposition i en zon längs kusten.

sou 1977:68 Effekter pá miljön 263

Sjöar och vattendrag. Depositionsökningen kommer i stort sett enbart att träffa områden, där sjöarna är känsliga ur försurningssynpunkt och en försurning av betydande omfattning har redan inträffat. Detta innebär att enligt detta alternativ den pågående utvecklingen mot försämrade pH-förhållanden såväl i Sydsverige som i Svealand och angränsande delar av sydvästra Norrland kommer att gå betydligt snabbare än hitintills. En Viss ytterligare sänkning av pH-värdena kan också komma att ske. Däremot kommer knappast ytterligare sjöar att drabbas. Ökningen av depositionen från utländska källor gör att förhållandena längs Norrlandskusten inte kommer att förändras nämnvärt jämfört med nuläget.

Mark och skogsproduktion. Det är uppenbart att en ökad föroreningsbelastning av denna storleksordning också innebär en väsentligt ökad sannolikhet för en negativ påverkan på markförhållanden. Denna påverkan kommer dessutom att bli starkare och ske snabbare än eljest liksom att återverkan på skogsproduktionen blir större jämfört med vad som kan förutses med utgångspunkt från förhållandena 1971/72.

Oavsett hur man bedömer markens känslighet finns stora arealer skogsproduktiv mark inom de områden, som drabbas av en ökad svaveldeposition. Utgår man från ett starkt podsolerade jordar är känsligast skulle det framförallt vara områden med övervägande lågproduktiv skogsmark i övre Dalarna och Härjedalen samt spridda områden i Sydsverige, där skogsproduktionen skulle drabbas. Är det däremot brunjordsartade marktyper, som ur skogsproduktionens synpunkt skall anses som känsligast, kommer skadeverkningarna att främst ske i Sydsverige, men i så fall också på relativt högproduktiv mark. Minskningen av svavelföroreningarna i luften och av depositionen längs Norrlandskusten bör åtminstone ha någon positiv effekt på skogsproduktionen jämfört med nuläget, dock huvudsakligen i närheten av de stora punktutsläpp, som finns där.

Svenska utbyggnadsalternativ Bl och B2:

Dessa utbyggnadsalternativ i kombination Deposition. med en ökning av de utländska emissionerna resulterar jämfört med nuvarande förhållanden i avsevärda depositionsökningar i stort sett inom samma områden som vid utbyggnadsalternativ A (figur 3.l:6 och 3.l:7) Den blir betydligt större än enligt alternativ A i Götaland och Svealand, där den här och var under vissa omständigheter kan komma att öka med närmare 40 Z. Den kommer att skilja något mellan alternativen Bl resp B2. Förhållandena i övriga delar av landet blir i stort sett desamma

264 Ejfekter på miljön

som enligt alternativ A, d v s en i stort sett oförändrad deposition jämfört med nuläget utom i SV Norrland.

Sjöar och Liksom i alternativ A träffar vattendrag. depositionsökningen främst områden med känsliga sjöar och vattendrag där dessutom redan en försurnin av betydande omfattning redan inträffat. Den pågaende utvecklingen mot lägre pH-värden inom dessa områden kommer därför att gå betydligt snabbare både än den för närvarande gör och den skulle göra enligt alternativ A. Den kommer såväl i Sydsverige som i västra Svealand och SV Norrland att träffa ett ökat antal sjöar och vattendrag jämfört med tidigare behandlade alternativ. I åtskilliga av dessa kommer pH-värdet förmodligen att sänkas väsentligt utöver vad som kan väntas vid den nuvarande föroreningsbelastningen. Speciellt gäller detta Götalands urbergsområden.

Mark och vegetation. En deposition av svavelföroreningar i den omfattning, som särskilt i Sydsverige skulle komma att ske enligt dessa alternativ; medför med all sannolikhet en påverkan på markförhållandena av sådan storlek att den relativt snabbt kommer att återverka på skogsproduktionen över betydande arealer antingen genom en absolut tillväxtminskning eller åtminstone en utebliven eller försämrad tillväxtökning. Det torde därvid vara av sekundärt intresse om det är en mindre areal relativt högproduktiv skogsmark eller en större relativt lågproduktiv areal, som drabbas först eller starkast.

Jämfört med föregående alternativ kvarstår längs Norrlandskusten givetvis utsikterna till åtminstone lokala effekter beträffande skogsproduktionen.

3.l.2.3.3 Alternativ Bl och B2 vid oförändrade utländska emissioner

Depositionen. Beräkningar rörande depositionens storlek i detta fall föreligger inte. Det förefaller dock uppenbart att den väsentliga depositionsökningen jämfört med läget l97l/72 i detta fall skulle ske i Sydsverige upp till en linje Bohuslän - Gästrikland. En viss torde också ökning komma att ske i övriga Svealand. I Norrland skulle förhållandena förbättras, speciellt längs kusten. I Sydsverige skulle depositionen skilja mellan alternativen Bl och B2 ungefär på samma sätt som vid ökade eller minskade utländska emissioner.

Sjöar och vattendrag. Den ökade depositionen i Sydsverige skulle i stor utsträckning komma att drabba områden med sjöar och vattendrag känsliga

Effekter pâ miljön 265

ur försurningssynpunkt. De tillförda mängderna svavelföroreningar kommer uppenbarligen att vara så stora att de kommer att ge upphov till ytterligare försurning avsevärt snabbare än vid den nuvarande föroreningsnivån. Försurningen torde också komma att drabba något fler sjöar och vattendrag än vad den nuvarande föroreningsnivån ger anledning att räkna med.

Markförhållanden och skogsproduktion. Marktyper, vilka kan befaras vara känsliga för en försurning, har en vidsträckt utbredning inom de områden, som skulle komma att bli utsatta för den ökade svaveldepositionen. Depositionens storlek kommer att vara sådan att markens produktionsförmåga i dessa fall kan påverkas i negativ riktning och därmed också resultera i en skogstillväxt lägre än vad som eljest skulle ha erhållits.

3.l.2.3.4 Jämförelser mellan alternativen Bl och B2

Depositionen. Oavsett förändringarna i de utländska emissionerna kommer alternativ Bl att jämfört med alternativ B2 leda till en högre deposition i SV Götaland (södra Halland, SV Småland, Skåne, (se figur 3.l:8 och 3.1:9) Alternativ B2 skulle å andra sidan på samma sätt leda till en högre deposition i en i stort sett sammanhängande zon längs Ostkusten från Blekinge upp till Gästrikland. Denna areal förefaller bli större än enligt alternativ Bl.

Inom resp drabbat område blir depositionsökningen relativt sett större enligt alternativ B2. Detta torde dock delvis sammanhänga med att Västkusten i nuläget är mer föroreningsbelastad än ostkusten. Det bör samtidigt påpekas att det endast är relativt små områden där skillnaderna i depositionens storlek mellan de båda alternativen överstiger 10%. Det kan därför ifrågasättas om de båda alternativen ifråga om miljöeffekter vad avser försurningsproblemen skiljer sig särskilt mycket från varandra. Skillnaderna mellan de båda alternativen ökar om de utländska emissionerna blir mindre.

Sjöar och vattendrag. Den totala sjöareal, som drabbas av en extra förorening genom svaveltillförsel, synes störst enligt alternativ B2. Å andra sidan torde sjöarna inom vissa delar av det område, som speciellt drabbas enligt alternativ Bl genomsnittligt sett vara något känsligare ur försurningssynpunkt. Lokaliseringspunkterna är också alltför schematiskt angivna för att kunna ange en exakt uppgift på eventuella skillnader beträffande skadornas omfattning mellan de båda alternativen uttryckta exempelvis i antal sjöar eller drabbad areal sjöyta. Kompletterande inventeringar måste ske före ett mera preciserat lokaliseringsbeslut.

266 pá miljön Eflekter

Mark och Det blir enligt alternativ vegetation. B2 störst areal produktiv skogsmark, som får en extra föroreningsbelastning. Inom det område, som drabbas speciellt enligt alternativ Bl, är ett moräntäcke av normal karaktär den helt dominerande skogsmarken. Enligt alternativ B2 drabbas skogsområden med mera växlande jordartsförhållanden. Sålunda finns rikligt både av hällmarksområden med tunt jordtäcke och av svallande moräner. Samtidigt finns också rikligt med lerrika eller eljest finjordrika områden i dalstråk etc. Inom vissa delar är kalkhalten påtagligt förhöjd. Även om sådana områden i betydande utsträckning utnyttför jordbruksändamål finns bland dem också jas åtskillig produktiv skogsmark. Brunjordar har en betydande utbredning även om podsoler också här är Utan en bättre kunskap om de vanligast. direkta sambanden mellan markförhållandena och nedsättningen i skogsproduktion genom en markförsurning, är det svårt att säga något definitivt om eventuella skillnader mellan de båda alternativen i effekter på denna.

3.1.2.4 Sammanfattning

En ökad elkraftproduktion genom fossilbränsleeldade kraftverk enligt ettdera av de föreslagna alternativen Bl och B2 kommer att medföra en besvaveldeposition i Götaland och delar av tydande Svealand. I betydande utsträckning kommer depositionen att ske inom områden karakteriserade av ur försurningssynpunkt känsliga sjöar och vatten- Likaså finns vidsträckta områden, där skogsdrag. marken får anses känslig ur försurningssynpunkt.

Trots att förslagen förutsätter långtgående tekniska åtgärder för att minska svavelutsläppen till atmosfären kommer enligt båda B-alternativen svaveldepositionen att öka i Götaland och stora delar av Svealand jämfört med nuvarande förhålför så vitt inte en avsevärd sänkning av landen, de utländska utsläppen samtidigt kommer till stånd. Helt uppenbart är att en ökning av den nuvarande depositionen inom ur försurningssynpunkt känsliga områden skulle innebära en betydande ytterligare av tillstånd. Den ökade förförsämring sjöarnas surningen kan på grund av sin omfattning rimligen ej motverkas genom kalkning etc. Markförhållandena inom avsevärda delar av det influerade området är också sådana att en depositionsökning åtminstone på sikt kan väntas få negativa konsekvenser ur antingen genom helt skogsproduktionssynpunkt eller delvis utebliven tillväxtökning eller en direkt tillväxtminskning.

Skillnaderna mellan lokaliseringsalternativen Bl och B2 förefaller att vara små vad avser miljöeffekterna ur försurningssynpunkt.

sou 197753 pâ miljön 267 Eflekter

’\ | \ \\ (\\,; “\ \

‘J ‘n

If \

I 7 ’ \ \ i \ I I / \ I \ |

Fi ur 3.1:1 Sjöarnas försurningskäns11ghet i Sverige. Streckat = områden med försurningshotade sjöar; prickat = områden där flertalet sjöar ej torde vara försurningskänsliga (från Malmer, SNV PM 676 p 52)

268 Eflekter på miljön

\fFi5ur

Q i; 3.1:2 Utbyggnadsalternati

4 A, total beräknad deposition av \ \\ ...a svavel 1985 i Z av den nuvarand f ä; ; x. om bidraget från utländska käll 75% \1 minskar med 25 Z. /_’_[‘/\~‘ \ P‘ I \75°.I:;

sou 1977:68 Effekter pâ miljön 269

-.‘ \ I \\

f‘\\\§ \~..\ .

i I \\ u , l 75°./9 \ ,’ , . \ | ) V / \ / i \ ‘ / . / I / f J \ ,- \ \ \

Figur 3.1:3 Utbyggnadsalternativ Bl, total beräknad deposition av svavel 1985 i Z av den nuvarande om bidraget från utländska källor minskar med 25 Z.

270 sou 1977333

Effekter på miljön

Figur 3.1:4 Utbyggnadsalternativ B2, total beräknad deposition av svavel 1985 i Z av den nuvarande om bidraget från utländska källor minskar med 25 Z.

Ejfekter på miljön 271

Figur 3.1:5 Utbyggnadsalternativ A, total beräknad deposition av svavel 1985 i Z av den nuvarande om bidraget från utländska källor ökar med 25 Z.

272 Effekter på miljön SOU 19777:68

( z \ \ x. X

(F\\\§

205°/.,

, 1

.‘ x

2 3

l/

l)

-3 \

..3°/.,~

‘\V: F)

I \

A 95/.

I

V å I

i / W -_, 95°/. / -

x f _ /

-._»r“”

\ m.. /\ “‘-

-..,_‘

-‘ /

f / 3.1:6

Figur Utbyggnadsalternativ I :// B1, total beräknad deposition av / / i nuvarande / svavel 1985 Z av den om bidraget från utländska källor ökar med 25 Z.

Eflekter på miljön 273

Figur 3.1:7 Utbyggnadsalternativ B2, total beräknad deposition av svavel 1985 i Z av den nuvarande om bidraget från utländska källor ökar med 25 Z.

274 Effekter på miljön

/l / \\ S \ x /‘\\ (

K

f\J \

z k

I \ f ) x \\ / 2 ’ 2 (

I’!

\ j

mfn.85°/o

Figur 3.1:8 Total beräknad deposition av svavel 1985 enligt alternativ B1 i Z av den enligt alternativ B2 om bidraget från utländska källor minskar med 25 Z. l02°h s

96./

-J02‘/o

Lp;

»oo-z.

sou 1977:68 Effekrer på miljön 275

/ \ \ ‘ \ x x

If

I. xvi \? / x I \ › ( \ \ / 2 ’ › // (

J kx

( I I I I. I / l \ ) /\ VI / / / ( 1 .’ l \ 100% I ! l \ \ \. .I

\ min.88/.

98°/.

Figur 3.129 Total beräknad deposition av svavel 1985 enligt alternativ B1 i Z av den enligt alternativ B2 om bidraget från utländska källor ökar med 25 Z.

276 Eflekter på miljön

3.1.3 EFFEKTER I VATTEN P G A NEDFALL AV SVAVELFÖRENINGAR VID OLIKA KRAFTPRO- DUKTIONSALTERNATIV

3.1.3.1 Utgångsgunkter

N Malmer har i sin rapport, avsnitt 3.1.2, allmänt beskrivit de effekter som kan förväntas i vatten genom nedfall av svavelföroreningar vid olika kraftproduktionsalternativ. Den allmänna beskrivningen har i den följande redogörelsen därför delvis utelämnats. Redogörelsen omfattar istället till viss del kompletteringar till Malmers rapport. Försök har således gjorts att i görligaste mån kvantitativt uppskatta förändringar i sjöarna, särskilt i vissa försurningskänsliga delar av Sverige. Det skall dock först klart framhållas att underlagsmaterial och kunskaper för denna typ av beräkningar idag är bristfälliga, särskilt eftersom vi ännu inte fått tillfälle att studera vad som händer i sjöarna när svavelbelastningen upphör att öka eller minskar. Eftersom kraftverksutbyggnaden inte låter vänta på sig tills vi har dessa kunskaper tvingas man att söka så förnuftiga svar som möjligt med utgångspunkt från diverse antaganden och med ansättande av varierande, sannolika förutsättningar.

3.1.3.2 Bedömningsunderlag

Bedömningarna har gjorts utifrån uppgifter sulfatdepositionen 1971/72 och 1985 framtagna av Ulf Högström (se avsnitt 2.8.6), samt i främsta rummet resultat från naturvårdsverkets sjöinventering våren 1975.

Alkaliniteten i sjöarna, d v s den utan tvekan viktigaste grundfaktorn för sjöarnas buffertkapacitet eller alternativt motståndskraft gentemot försurning, framgår av figur 3.l:12, vilken till största delen baserar sig på sjöinventeringen våren 1975.

Det bör påpekas att denna undersökning av vissa skäl omfattade sjöar 210 ha, vilket ur försurningssynpunkt gör att datamaterialet inte är fullt representativt för alla sjövatten. Under inflytande av en ständigt stegrad försurning av nederbörden torde de mindre sjöarna uppvisa längre gången försurning än vad det här utnyttjade grundmaterialet utvisar.

sou 1977133 277

Eflekrer pa milj¢2n

I resonemanget har sjöarna klassats som sura (i regel men alltid = då ej försurade:) alkaliniteten var noll våren 1975 vilket sammanfaller

med pH under 5,5. Vidare har klassats sjöarna som försurningskänsliga då alkaliniteten var

0,01-0,09, mindre då alkaliförsurningskänsliga niteten var 0,10-0,49 och icke försurningskänsliga då alkaliniteten var 0,5 mekv/1 eller mer.

Eftersom det är önskvärt att få fram differensen

mellan de olika kraftproduktionsalternativen 1985

och eftersom skillnaderna i vid svaveldeposition de olika alternativen enligt Högströms uppgifter är störst i närområdena kring de kraftföreslagna verken har dessa områden studerats. speciellt

Antalet sjöar (över 10 ha) med olika alkalinitet

har grovt skattats inom en cirkel med en radie av

6-7 mil från ett tänkt vid kusten kraftverksläge inom de rutor förutsättningarna En gett. förflyttning av ett kraftverk några mil i vissa påverkar fall skattningarna men huvudskillnaderna kvarstår.

Det totala antalet sjöar kan antas vara 3-5 gånger fler än antalet över 10 ha.

Tabell 3.l:l0 Antalet sjöar över 10 ha

Kraftverks- sura försur- mindre tot

läge (alk=O) ningskän- eller

sliga icke för-

(alk 0-0,1) surnings-

känsliga

5 nordöstra Småland 50 150 300 500 6 norra Uppland 10 O 200 200

Av denna sammanställning att i närområdena framgår kring läge 3 (SV Skåne) och 6 (N Uppland) är sjöar-

na relativt få och kan klassas som mindre elidag ler icke har t o m försurningskänsliga. Sjöarna i regel en alkalinitet över 0,5 mekv/l (jämför figur 3.l:l2), och kan alltså anses icke försurningskänsliga. Inom övriga närområden finns relativt många och ofta eller sura försurningskänsliga sjöar. Kring läge 2 (S Halland) och 5 (NO Småland) är sjöarna olika i norra försurningskänsliga och södra delen.

Effekter på miljön

Vid en ökad syrabelastning direkt på en sjöyta en s-formad titrerkurva. I ett sjunker pH enligt välbuffrat sjövatten (=hög alkalinitet) sjunker långsammare än i ett svagt buffrat pH därvid vatten 3.l:l3). Försurningen av sjöar kan (figur bero en ökad syrabelastning. Syran tillsägas på förs emellertid inte direkt från atmosfären till utan en större eller mindre del av nedersjön neutraliseras av partiklar i atmosfäbördssytan ren och av marken i tillrinningsområdet innan den når Detta medför att pH sjunker relativt sjön. sett men fortfarande efter en liklångsammare nande s-formad kurva. Ju mer buffrande förmåga tillrinningsområdet har desto långsammare sjunker pH. Vid en ökad syrabelastning på ett tillrinningsområde buffrar emellertid inte bara ko1syra-bikarbonat-karbonat-systemet som mäts som alkalinitet utan även bl a aluminium varför pH inte sjunker lika snabbt vid lägre än 5,5 som i pH-värden figur 3.l:l3.

För att få ett underlag för bedömningen av pH-förändringarna vid ökad eller minskad svaveldeposition har data rörande sjöar i olika försurningsområden i landet sorterats fram och för känsliga det materialet har sambandet mellan svavelbelast-

ningen och pH i de mest försurningsdrabbade sjöarna Svaveldepositionen anger s k exframtagits. d v s svavel som härrör från havscess-sulphur salter är medräknat 3.l:14). Denna form ej (figur för svavelbelastning har uträknats ur sulfatoch kloridhalten i sjövattnet och karakteristiska och uttryckts i gram svavel avrinningsuppgifter kvadratmeter tillrinningsområde och år (g S/ per för att få värden som kan jämföras med uppm2.år) om svaveldepositionens storlek. I de utgifter valda sjöarna kan man räkna försurningskänsliga med att vittrat svavel är av underordnad betydelse. I 3.l:l4 har en kurva (A) lagts in på figu fri hand. Denna används vid de utförda beräkningarna. Genom att data från sjöar i de mest förvälja områdena har den brantaste kursurningskänsliga van erhållits. Hade något mindre känsligare sjöar valts hade en mindre brant kurva (t ex kurnågot va B) till höger om kurva A erhållits.

Jämförs de uträknade nettobelastningarna med de

av Högström beräknade totaldepositionerna (brutvisar det sig att de förra t0belastningarna) mestadels endast 50-100 Z av de senare. Meutgör delvärdet för de utförda jämförelsena 70 Z har vid bedömningarna. Förklaringen till utnyttjats de värdena i sjöarna torde vara att en lägre eller reemission av svavel förekomfastläggning mer inom tillrinningsområdena. Till en viss

del beror de lägre

Eflekter pa miüön 279

värdena i sjöarna också på att sulfathalterna till skillnad från avrinningssiffrorna inte är genomsnittsvärden utan härrör från en vårsituation med mindre koncentrerat vatten. (Det bör påpekas att sjöinventeringen 1975 förlades just till våren för att pH då är lågt i samband med vårflödet samtidigt som våren är en känslig tid för de höstlekande fiskarterna eftersom rommen kläcks under snösmältningsperioden).

Vid bedömningen har sjöarnas pH-värden våren 1975 förutsatts vara en funktion av svaveldepositionen 1971/72. Detta betyder med andra ord att om svaveldepositionen skulle förbli vid 1971/72 års nivå skulle sjöarnas pH stabiliseras vid 1975 års förhållanden. Vidare har en viss minskad svaveldeposition antagits ge samma pH-ändring som motsvarande ökning av Svaveldepositionen gav. Beräkningar utförda med dessa båda antaganden som visar att sjöns pH-värde kommer att stiga kan visa något av maximala förbättringar.

Detta eftersom eventuella förbättringar knappast kan bli större än enligt dessa förutsättningar men däremot kanske mindre, nämligen om sjöarnas pH återspeglar en tidigare belastning än antaget eller om pH inte stiger lika mycket vid en depositionsminskning som det sjunker vid en lika stor ökning. Hur snabbt och hur mycket en minskad svaveldeposition förändrar en sjös pH-värden känner vi - som - emellertid inte till tidigare påpekats idag. Beräkningar utförda med de gjorda antagandena har dock bedömts kunna ge rimliga svar på hur stora förändringar man kan förvänta. Eventuella förbättringar torde dock inte inträffa omedelbart utan med en viss fördröjning.

3.1.3.3 Bedömningar

3.l.3.3.1 Europas emission oförändrad

Alternativ 1985 A: förväntas i detta alternativ - Svaveldepositionen där en väsentlig nedtrappning av de inhemska svaförutsätts - minska i hela velutsläppen något landet. Den tilltagande försurningen kan förhoppningsvis därför sluta tillta. I vis a områden förväntas minskningen bli 0,2-0,3 gS/m .år. Utgående från kurva A i figur 3.l:l4 och från att belastningsökningen på sjöarna är 70 Z av depositionsökningen skulle detta ge en pH-ökning på upp till 0,3-0,5 pH-enheter i de känsligaste sjöarna. I andra försurade sjöar i dessa områden skulle ökningen bli mindre. Längs Norrlandskusten och i och kring Bergslagen finns åtminstone 500 sjöar

280 Eflekter pd miljön sou 1977:68

över 10 ha där förutsättningarna finns för att pH skall stiga med någon eller några tiondels pH-enheter. I andra områden är minskningen mindre eller belastningen fortfarande så stor att förutsättningarna för förbättringar är sämre.

Alternativ 1985 B: I alternativ Bl och B2 finns de största möjligheter till förbättringar i samma områden som i alt 1985 A. Någon märkbar pH-ökning är dock f ga trolig eftersom belastningsminskningen i dessa alternativ är mindre.

I områdena kring de föreslagna kraftverkslägena förväntas en ökad svaveldeposition. I alternativ. 1985 Bl är denna ökning beräknad till ca 0,1 g S/m2 år kring flertalet av de föreslagna kraftverken. (I alternativ 1985 A beräknades en lika stor minskning). En sådan ökning kan i de mest pH-instabila sjöarna i pH-området 5,0-6,0 sänka pH-värdet med någon tiondels pH-enhet.

I alt 1985 B2 förväntas ökning bli ca 0,3 gS/m2.år

kring kraftverksläge S (NO Småland) och 6 (N Uppland). I närområdet kring läge 6 torde inga eller ytterst få sjöar finnas som kan påverkas av en sådan depositionsökning. I närområdet kring läge S torde däremot nya sjöar komma att försuras, särskilt i sydvästra delen. Man kan beräkna att antalet sura sjöar i detta område fördubblas. I gengäld finns förutsättningar i detta alternativ för en av försurningsutveckligen kring läge 2 bromsning (5 Halland).

3.l.3.3.2 Europas emission minskar med 25 %

Om svavelbelastningen utifrån minskar med 25 Z finns i hela landet mer reella möjligheter att bättre pH-förhållanden uppträder i nu försurade 4 sjöar. Av depositionsvärdena framgår att skillnaden mellan dagens utifrån kommande svavelbelastning och en 25 Z lägre belastning utifrån är betydligt större än skillnaden mellan de olika kraftproduktionsalternativen.

I alternativ 1985 A borde många försurade sjöar kunna förbättra pH med upp emot en halv pH-enhet. I så fall skulle antalet sura sjöar i Sverige kanske kunna halveras. I alternativ 1985 Bl och B2 skulle förbättringen bli något sämre, uppskattningsvis 80 Z av 1985 A.

sou 1977:68 Effekter pa miljfin 281

3.l.3.3.3 Europas emission ökar med 25 %

I detta alternativ får man räkna med att försurningen fortsätter framför allt i Götaland men även i Svealand. I de försurningskänsliga delarna av Norrlandskusten (jämför figur 3.l:l2) förväntas dock ingen depositionsökning varför den negativa trenden bör kunna upphöra.

3.l.3.3.4 Jämförelser av de olika alternativen

Av ovanstående bedömningar framgår att emissionsutvecklingen i Europa i första hand är avgörande för försurningstrenden i sjöarna. Längs Norrlandskusten finns dock i alla alternativ förutsättningar för att försurningstrenden skall upphöra. Detta till följd av den inhemska nedtrappningen av svavelutsläppen.

Trots att det utifrån kommande svavlet har stor betydelse för försurningsutvecklingen finns ändå möjligheter att inom landet i viss mån påverka utvecklingen. Av de olika kraftproduktionsalternativen är givetvis l985 A bättre än 1985 Bl eller B2 ur försurningssynpunkt. Skillanden är dock inte så stor att den lätt kan kvantifieras. De mest synbara skillnaderna torde vara lokala effekter som i de flesta fall tilltagande försurning i kraftverkens närområde.

För att få en uppfattning om relationerna mellan de olika alternativen har förändringen av antalet sura sjöar i Sverige skattats. Vid dessa beräkningar har e förändring av svaveldepositionen med 0,1 gS/m .år antagits motsvara en pH-förändring av O,l pH-enheter i pH-intervallet 5,0-5,5. (I de mest försurningskänsliga sjöarna som följer kurva A i figur 3.l:l4 blir pH-förändringen enligt figuren ca 0,2 H-enheter vid en depositionsminskning

på 0,1 gS/m .år),Det största antalet sjöar i pH-

intervallet 5,0-5,5 kan emellertid bedömas följa någon mindre brant kurva varför en pH-förändring av 0,1 pH-enheter har ansetts mer realistisk. Det låga pH-intervallet 5,0-5,5 har valts beroende på att man därigenom undviker att få med icke försurade sjöar som naturligt kan ha lågt pH på våren. Sulfatökningen i sjöarna har liksom tidigare antagits vara 70 Z av depositionsökningen. Förändringen av antalet sura (alk = 0) har för alla sjöar uppskattats delområden för vilka depositionsuppgifter finns (Högström) och sedan summerats. De på detta sätt utförda skattningarna torde kunna säga något om relationerna mellan de olika alternativen ur sjöförsurningssynpunkt. Eftersom skattningarna bygger på ett flertal antaganden och förutsättningar är de däremot numeriskt osäkra även storleksmässigt. Det totala antalet sura sjöar över 10 ha (=alk=O våren

282 Eflekter på miljön

1975) har uppskattats till 2 000-3 000. (Som tidigare påpekats kan det totala antalet sjöar uppskattas vara 3-5 ggr fler än antalet sjöar över 10 ha).

Tabell 3.l:ll Förändringen av antalet sura sjöar över 10 ha i Sverige

Europas emission kraftproduktionsalternativ I 1985 A 1985 Bl 1985 B2 25 Z - 900 - 700 - 700 minskning - - 200 - 200 oförändrad 300 25 Z + 200 + 300 + 300 ökning

Ovanstående förändringar av antalet sura sjöar kan inte förväntas ha inträffat redan 1985 utan skall ses som en följd av de olika depositionsalternativen. Vid skattningarna framkommer ingen skillnad i antalet sura sjöar mellan alternativ Bl och B2, däremot drabbas som tidigare visats olika områden. Att ingen skillnad föreligger kan förklaras av att sjöarna i närområdet, där den största sulfatökningen förväntas enligt Högströms beräkningar, både kring kraftverksläge 3 (SV Skåne) och läge 6 (N Uppland) är välbuffrade (jämför tabell 3.l:l0) och på att ktaftverken fördelats så att anläggningar för sammanlagt 2 000 Mwel förlagts i mindre känsliga områden och för sammanlagt 4 000 Mwel förlagts i försurningskänsliga områden i båda alternativen. Väljs en annan fördelning uppkommer skillnader mellan ost- och västkusten. Används andra spridningsbilder för svaveldeposition kan skillnader däremot uppkomma även för de föreslagna alternativen.

Effekter pa miljön 283

o¢~°v

;qi

.c

Fi ur 3:1:12 Alkalinitet Omraden där sjöarna huvudsakligen hade en alkalinitet

V///. ( 0,1 mekv/1

vid sjöinventeringen våren 1975. Vissa områden kompletterade med I0 nu data från andra undersökningar.

284 Eflekter pá miljön

alkalinity 0.078 mekv per Iitre

(Lake Lygnem 32.6 km:)

alkalinity 0.466 mekv per litre (Lake Nbrra Sämsjön 9,2 km?)

Hco3+H—- H2O+CO2

4,0

mekv acid

3.l:13 The low-buffered lake, with an alka- Figur linity of 0.078 mekv/1, needs only one sixth of the amount of acid added to the strong1y~buffered lake to reach pH 5.0. Below this pH almost all bicarbonate is lost and pH will fall drastically in both lakes when more acid is added. (Ur Dickson W: The Acidification of Swedish Lakes. Institute of Freshwater Research, Drottningholm. Report No 54, 1975).

sou 1977:68

Effekter pâ miIj¢)n 285

PHAX

6 .

5-

K o

4 _ _ C 1 Y f g exEess -S/m2 år

Figur 3.1:14 Sambandet mellan pH och excess-S i

sjövatten 1 de mest försurningskänsliga områdena i Sverige.

Effekter på miljön 287

3.2 DIREKTA EFFEKTER PÅ VÄXTER OCH MATE- RIAL P G A EXPOSITION AV GASER SOM OZON, SVAVEL- OCH KVÄVEOXIDER

3.2.1 VÄXTER

3.2.1.1 Introduktion

Skador på växttäcket brukar indelas i akuta och kroniska. Ibland talar man också om osynliga skador. Växtskador uppträder idag i de flesta svenska tätorter och runt större luftförorenande industrier.

Akuta skador förorsakade av gasformiga föroreningar uppträder strax efter det att växten utsatts för en längre eller kortare exposition av hög koncentration luftföroreningar, under förutsättning att bl a de meteorologiska förhållandena är sådana att växterna är mottagliga för gasformiga föroreningar.

Kroniska skador uppträder vid oupphörlig eller långvarig inverkan av låga föroreningshalter. Förutom de yttre karakteristiska kännetecknen yttrar sig skadan i sjunkande produktion, vilket hos fleråriga växter är förenad med avtagande tillväxt och minskad organstorlek i förening med långsamt borttynande.

Växternas känslighet för luftförorening varierar under olika årstider för olika arter och för olika individer inom samma art. Somliga individer kan vara mycket motståndskraftiga och stå gröna och fina medan grannen av samma art dödas.

Faktorer som påverkar klyvöppningarnas tillstånd är av största betydelse om en skada skall uppkomma på en växt eller inte. Är nämligen klyvöppningarna öppna medför detta automatiskt också risk för skador på bladen därför att av de många skadliga ämnena tas in genom dem. Av den anledningen är de flesta växtarter relativt skyddade under den mörka delen av dygnet. Växterna är också ganska oemottagliga för skadegörelse under heta, torra dagar, speciellt eftermiddagar, då klyvöppningarna är slutna. Under dimmiga dagar med hög relativ fuktighet är växterna i stället så mycket mer utsatta för skador.

288 sou 1977:68

Ejfekter på miljön

Under regnväder skyddas växterna från skadegörelse av den typ av föroreningar som absorberas av vattendropparna och följer med dem till marken, Det är emellertid inte bara gasformiga ämnen som skadar växterna. Även partikulära föroreningar kan åstadkomma skador. Små partiklar kan skada växternas ovanjordiska delar genom att klyvöppningarna täpps till så att gasutbytet hindras. Bladen kan smutsas ned av sot så att det genomträngande solljuset minskas etc.

Även om luftförorening ger upphov till typiska växtskadebilder som om de rätt utnyttjas kan ge en god uppfattning av immissionens styrka och geoutbredning måste vid bedömningen ett grafiska stort antal andra faktorer beaktas. Stark beskuggning, onormal belysning, frost, torka, vind etc kan skadebilder, som starkt påminner om vissa ge av immissionsskador. Även näringsbrist och typer vissa av kan ge sådana skadetyper parasitangrepp bilder. Utefter svenska västkusten skadas bladverket buskar och träd regelbundet varje sommar på till följd av saltstänk från havet.

till följd av rök och avgaser är Skadegörelsen olika beroende på föroreningarnas sammansättning och koncentration. Kombinationen svaveldioxid och fluorväte åstadkommer t ex betydligt svårare skadeän samma koncentration av gaserna var för görelse I vissa fall också växtdelarnas ålder sig. spelar in. behöver nödvändigtvis inte med- Skadegörelsen föra att bestående skada uppkommer. Skadade blad kan fällas och ersättas av andra etc. Barrträden, som behåller sina barr i flera år, är av den anmer utsatta för skador och därför känsledningen för luftföroreningar än många andra växter. ligare

I litteraturen förekommer en mångfald tabeller med växter ordnade efter känslighet för olika ämnen. Alla sådana tabeller innehåller emellertid en mängd felkällor. Således tar man inte hänsyn till klimat, förädlingsgrad och en rad andra faktorer. i många av dessa tabeller har Huvuddragen dock stor generell giltighet.

Olika växters varierande känslighet för speciella typer av ämnen gör det möjligt att använda dem - som indikatorer ett slags levande mätsystem för luftförorening. Av särskilt intresse är lavarna, som är mycket känsliga för svaveldioxid och vissa av damm. Lavarna har sedan länge funtyper nit vita stadscentra helt obeboliga.

Ejfekter pa miljön 289

3 . 2 . l . 2 Svaveldioxid och sot

Lokala effekter förekommer framför allt i storstadsområden och i närheten av större punktkällor. Akuta effekter yttrar sig som skador på barr och bladkanter medan kroniska skador t ex kan manifesteras som för tidig bladfällning. Kroniska skador kan åtföljas av långsammare tillväxt men tillväxtminskningen kan också uppträda utan några yttre tecken på skador. Närvaron av sotpartiklar kan förstärka skadeverkningarna genom att svaveldioxid (S02) och svavelsyra ansamlas på (H2304) ytan av dessa partiklar.

Olika växtgrupper är mycket känsliga för svaveldioxidkoncentrationen i luften. Lavar som torde vara den känsligaste gruppen tål inte längre tids exponering för koncentrationer mellan 30-60 pg/m (från Swedens case study for the United Nations conference on the human environment, 1971).

Även högre växter (örter och träd) är känsliga för höga svaveldioxidhalter i luften. Barrträd vilkas barr är fleråriga tycks vara särskilt känsliga. Undersökningar från Ruhrområdet visar att tall inte kan överleva om det årliga medelvärdet

överstiger 210 till 240 pg/m3 och att skada inträffar redan vid halter på ca 30 pg/m3. Det har

också konstaterats att granen är känsligare än tall. I Sverige visar undersökningar kring Kvarntorpsverket att årliga medelvärden på 60 Mg/m leder till en sänkning av tillväxten. Tillväxtnedsättningar har också redovisats i området kring kraftverket i Stenungsund. Undersökningar visar att nedsättningen uppkommer direkt vid högre koncentrationer. Lägre koncentrationer ger upphov till nedsättningar av fotosyntesen efter längre tid. På laboratoriet ger entimmesmedelvärde upp

till 2000 pg/m3 en irreversibel nedgång i foto-

syntesen redan efter 2-3 timmar medan samma effekt erhålles vid l000 pg/m efter fem upprepningar av begasningen (Westman, 1977).

En svensk rapport till FN-konferensen i Stockholm 1972 sammanfattade svaveldioxidens påverkan på växter med

a) att med nuvarande svaveldioxidkoncentrationer utanför tätorter i Sverige, förväntas inga betydande skador på vegetationen.

Effekter pa miljön

b) att skador på vegetationen, speciellt barrträd, orsakas inom tätorter där svaveldio idhalten i luft varierar mellan 30 och 60 Mg/m under en lång tid, och att allvarliga skador upp-

kan

stå vid en koncentration av l5O pg/m

Som framgår av avsnitt 2.7 och ovan refererade är halterna av svaveldioxid i moundersökningar dellstäderna inte så höga att de kan ge påtagliga skador på barrträd. Däremot ligger korttidsvärden för det oljeeldade kraftverket utan rökgasrening så högt att barrträd lokalt i verkets omgivning kan förväntas få både direkta skador och en minskning av tillväxtligheten.

3.2.1.3 Kväveoxider

Påverkan av kväveoxider på vegetation visar i prinsamma skadebild som svaveldioxid med effekter cip respirationen fotosyntesen. har

på och Påveråan

visats vid 300 pg/m (NO ) resp 700 pg/m (NO) för känsliga växter (havre, ucern, brunböna, tomat, navelapelsin m.m) vid laboratorieförsök (EPA, 1971). har även visat att kväveoxi- Undersökningar der för tidig bladfällning hos lövträd (Tyler, ger meddelande). Kväveoxider anses spelar personligt störst roll i växtskadesammanhang indirekt för bildning av växtskadade fotokemiska reaktionsprodukter.

3.2.1.4 Ozon och PAN (peroxyacylnitrat)

Nedanstående uppgifter har huvudsakligen hämtats ur Jacobsen, 1976. På flera håll utomlands. särskilt i USA har ozon och andra fotokemiska reaktionsprodukter förorsakat omfattande växtskador. Känsliga växter av ekonomisk betydelse är tobak och olika slags fruktodlingar t ex citroner. Kostnaderna p g a skadorna har l970 uppskattats till 55 milj dollar bara i Californien. De direkta skador som är skador på bladen men en beuppträder av har påvisats vid gränsning tillväxthastigheten låga halter. Känsliga växter av intresse för svenska förhållanden är våra vanliga sädesslag, vissa lövträd, lärkträd och tall. Vid halter högre än 200 pg/m kan direkta skador börja uppträda, men tillväxthämning sker vid lägre koncentraticner. Försök har utförts i Göteborgstrakten med tobak som indikatorväxt, varvid typiska ozonskador på bladen har konstaterats på flera platser (Skärby, personligt meddelandex

sou 1977;5g Effekter pâ miljön 291

3.2.1. 5 Kolväten

Eten är ett av de kolväten som förekommer i bilavgaser. Påverkan sker vid mycket låga halter. Negativa effek er har konstaterats i haltområdet l-600 pg/m , t ex har tomatplantor (USA) skadats vid 100 ug/m efter 2 dygns exponering (Stern,l97l) Odlingar i USA har visats få störningar på tillväxthormoner p g a etenexposition. Eten och andra kolväten snelar även roll indirekt som en av de nödvändiga komponenterna för bildning av fotokemiska reaktionsprodukter (se ovan).

3.2.2 MATERIAL

Huvuddelen av nedanstående uppgifter har hämtats ur Kucera, 1976. Korrosionshastigheten hos många material är betydligt högre i luftförorenade stadsoch industriområden än på landsbygden. Detta kan i huvudsak tillskrivas svavelföroreningarna i stadsluften. Inom många områden t ex Skandinavien men också USA, Kanada och andra länder, är den ekonomiskt sett allvarliga korrosionen begränsad till den omedelbara närheten till föroreningskällor, d v s huvudsakligen till stora tätorter. Förhållandena kan emellertid i detta avseende vara annorlunda i några delar av väst- och Centraleuropa, där det finns vidsträckta områden med höga koncentrationer av luftburna svavelföroreningar.

Absorption av svaveldioxid och vidhäftning av sura sulfatpartiklar är de torrdepositionsprocesser som kan vara verksamma vid korrision i luft. Även om svaveldioxid påverkar olika metaller på skilda sätt och att detta inte kan anses ha blivit fullständigt klarlagt, har dess inverkan som kraftfull korrosionsstimulator blivit påvisad både vid ett antal laboratorieförsök och fältundersökningar. Från fältundersökningarna har man funnit en nära korrelation mellan svaveldioxidkoncentrationen och korrosionshastigheten hos järn och zink. Sura sulfatpartiklar har visat sig påskynda korrosion under laboratorieförhållanden, fast deras betydelse har inte klarlagts vid fältundersökningar. Inom områden med höga koncentrationer av svavelföroreningar är absorption av svaveldioxid förmodligen den depositionsprocess som har störst betydelse för korrosion i luft.

Våtdeposition består av sura regn, orsakade av att sura sulfatpartiklar och svaveldioxid tvättats ur med nederbörden. I områden utan påverkan av lokala föroreningskällor är våtdepositionen av samma storleksordning som torrdepositionen. I några områden t ex södra Norge är detta det dominerande depositionssättet, Inom sådana områden kan sura regn ha betydelse för korrosion i luft. Sulfatinnehållet

292 Eflekter pa miljön

i regn, regnmängden och regnperioden, bland andra parametrar, har i några fall visat sig stå i nära korrelation till korrosionshastigheten. Kunskaperna på området är dock ofullständiga.

Ekonomiskt sett är skador, som orsakats av höga koncentrationer av svavelföroreningar i luft, av betydelse när det gäller galvaniserat, nickelpläterat och målat stål samt målat trä. Den årliga kostnaden, som kan tillskrivas höga koncentrationer av svavelföroreningar beräknades till l 450 miljoner dollar i USA 1970, vilket innebär ca 30 kr/person och år. Motsvarande kostnad för Sverige var 1970 ca 20 kr/person och år. Dessa data antyder, när det gäller korrosion på olika material, att mycket betydande besparingar skulle kunna göras genom att minska halterna av svaveldioxid i våra tätorter. Nya data från flera håll bl a USA bekräftar denna slutsats.

.

Ejfekter pa miljön 293

3.3 EFFEKTER PÅ TERRESTRA EKOSYSTEM P G A METALLNEDFALL

3.3.1 INTRODUKTION .

För att få fram underlag vad gäller effekterna på terrestra ekosystem p g a deposition av metaller från användning av fossila bränslen har två delrapporter utarbetats av Germund Tyler, Lunds Universitet: Effekter på terrestra ekosystem p g a metallnedfall och Effekter på fastmarksekosystem vid två olika blyhalter i bensin. Dessutom tas i denna utredning med en tidigare utredning för naturvårdsverket av samma författare: Effekter på den yttre miljön av fortsatt användning av bly som tillsatsmedel i bensin - och prognos riskvärdering. Slutligen följer under detta avsnitt en diskussion som skrivits av naturvårdsverket.

3.3.2 REGIONAL PÅVERKAN

3.3.2.1 Emission och deposition

Den analys som presenteras nedan har som utgångspunkt det bakgrundsmaterial undertecknad erhållit från SNV (bilaga 1, l976-ll-22, Folke Larsson, Beräkning av metallutsläpp i Sverige 1975-1985), avseende de sammanlagda metallutsläppen från oljaoch kolanvändning 1975 och de beräknade utsläppen enligt fem olika alternativ 1985.

Den uppgivna emissionen gäller landet som helhet, men i den följande utvärderingen har de fyra nordliga norrlandslänen (Y,Z,AC och BD län) undantagits från depositionsberäkningen, vilken alltså omfattar Götaland, Svealand och X-län. Det förutsätts härvid, att ca 85 Z av metallemissionen från energiproduktion år 1985 kommer att ske från sistnämnda område, varför värdena på metallutsläpp enligt tabellen i nämnda bilaga skall justeras nedåt med 15 Z för att bli direkt relevanta och jämförbara med de nedan presenterade depositionsberäkningarna.

Eflekter pâ miljön

Dessa depositionsvärden har i huvudsak beräknats

med från de arbeten över metallinneutgångspunkt hållet i åldersbestämda mosstäcken, som underteck-

nad utförde i samarbete med Åke Rühling under

dels regionalt i skogsmossor över Skandi- 1968-70, navien och 1968 och 1973), dels i (Rühling Tyler, vitmosstäcken på fyra myrlokaler i södra och meller-

sta och Tyler, l97l). Dessa upp- Sverige (Rühling är ännu de mest omfattande och gifter ojämförligt de direkta av metalldeposition som utmätningar förts i Danmark av Hovmand (1976) har i stort sett värden som är väl med dem som ergivit jämförbara hållits med mossmetoden. Direkta depositionsmätr finns även publicerade från kuststationer ningar 1972-73 (C3mbr3Y et i östra Storbritanien, avseende 1975 ). Skillnaden mellan de aktuella mätstaal, tionerna är för flera metaller, men för betydande är ärdena med ett medelvärde av ca bly jämnare 30 mg/m och år,vilket endast är obetydligt högre än det värde som med mossmetodik för Götauppmätts land och Svealand. Även för krom och kobolt är

överensstämmelsen god.

Det är dock ännu bara ett begränsat antal metaller,

vars årliga deposition går att precisera regionala på detta sätt (bly, nickel, koppar, zink, krom, kadmium samt eventuellt kobolt och kvicksilver).

i kvicksilvervärdena är svår Tillförlitligheten att bedöma så omfattningen av eventuell relänge emission är okänd. Uppgiften på vanadindepositionen är då provmaterialet ännu är beungefärlig, Den av molybden och gränsat. regionala depositionen arsenik är okänd men storleksordningen kan upp-

skattas med av uppgifter från E. Steinnes ledning i halter av dessa ämnen i mossor från Kjeller på har ett material från olika delar av Norge. (Denne omfattande av ca 30 grundämnen, som Norge, analys troligen kommer att publiceras inom kort).

l965-70 den sammanlagda år- Under perioden uppgick i Götaland, Svealand

liga (regionala) depositioneg

samt X-län (areal l98 000 km ) enligt ovannämnda

till följande värden: beräkningsmetod

tonlår storleksordning 50-lO0) arsenik (okänd,trolig kadmium 75

50 kobolt 300 krom 400 koppar 20 kvicksilver _ men omfattande; stor naturlig mangan (okänd

komponent) men trolig storleksordning SO) molybden (okänd 250 nickel 4000 bly 500 vanadin 5500 zink

sou 1977:68 Effekter pâ miljön 295

Värdena avser totaldeposition. Någon möjlighet att säkert antropogen och naturlig andel finns skilja inte, men för flertalet av metallerna är den antroväsentligt större än den naturliga.Ovan anpogena värden inkluderar inte den lokalt större degivna position som kännetecknar den närmaste omgivningen av metallemitterande industri, vägar, tätorter etc, vilka ej ingår i det regionala analysmaterialet.

Uppgifter om totalemission av metaller från antrokällor inom landet blir naturligtvis också pogena behäftande med en viss osäkerhet. Lindau & Sundberg (SNV PM 428) uppger värden som med en l5-procentig

För flera av dessa metaller torde dock en l5-pr0cenreduktion vara något för låg, då flera betydande tig emittenter ligger i norrlandslänen. Det finns en överensstämmelse för flertalet ämnen tämligen god mellan ovan depositionsvärden och angivna regionala värdena för total antropogen emission enligt Lindau Zink dock i & Sundberg. tycks deponeras betydligt större än den kända emissionen. Bevisomfattning finns här en betydande naturlig komponent i ligen dock inte alls så stor att den motsvarar nedfallet, mellanskillnaden. Av är indikationen på ett bly avsevärt inflöde från söder och sydväst starka

(Rühling och Tyler, 1968 och l973).

En jämförelse mellan angivet utsläpp från olja-och kolanvändning 1975 och depositionen under 1960talets senare del visar klart, att nästan hela

vanadin- och större delen av nickeldepositionen bör härröra från energiproduktion (olja- och kolmedan denna källa är närmast försumanvändning), bar för de övriga metallerna. (Troligen har en ökning av vanadinemissionen skett under perioden vilket förklarar värdet 100 Z i tabell l965-1975, 3.321).

296 Eflekter pa miljön

Vad beträffar vanadin och nickel kommer med stor sannolikhet även 1985, med samtliga angivna alternativ enligt underlagsmaterialets bilaga l energiproduktion vara den helt dominerande källan till antropogen emission och ökningen jämfört med 1975 är påtaglig, särskilt för vanadin. För övriga upptagna metaller är det i huvudsak endast alt. B4 som kommer att väsentligt öka den regionala depositionen, i synnerhet beträffande krom, kadmium, kvicksilver, kobolt, troligen också arsenik. Alt B3 ger även en viss ökning av flera ämnen och en inte oväsentlig ökning av kromdepositionen.

Beräkningen enligt tabell 3.3:l förutsätter, att det regionala spridnings- och depositionsmönstret för metaller emitterade vid energiproduktion överensstämmer med motsvarande regionala mönster för metaller emitterade från övriga källor. Detta gäller inte fullständigt, eftersom metallemissionen från energiproduktion kommer att ske från ett fåtal starka punktkällor. Å andra sidan kan väl emissionshöjden ovan markytan förutsättas bli större ängenomsnittligt, vilket minskar betydelsen av denna felkälla. Naturligtvis kommer den regionala fördelningen av depositionen inte att bli likformig, men det är den inte heller i nuläget utan varierar med framför allt nederbörd och avstånd till större befolknings- och industricentra. I den följande framställningen över beräknade regionala effekter kan ingen större hänsyn tagas till denna variation utan genomsnittsförhållandet diskuteras. Områden med hög nederbörd, särskilt sådana belägna i huvudvindriktningen från resp. anläggningar, kommer att utsättas för en något större påverkan, områden med låg nederbörd för en något mindre påverkan än normalfallet. Större delen av det regionala nedfallet förutsätts härvid komma som våtdeposition.

En viss betydelse för fördelningen av det regionala nedfallet över Syd- och Mellansverige har också kraftverkens lokalisering.

Effekter på miljön 297

Tabell 3.3:l Ärligt metallutsläpp från energiproduktion (olja- och kolanvändning), beräknat i procent av årlig regional deposition 1965-70. 1975 1985 Alt.A Alt Bl Alt B2 Alt B3 Alt B4 As ca 1 ca 1 ca 2 ca 1 ca 5 50-60

Hg Mn 1 1 1 1 1 ca 1

ca 4 ca 6 ca 8 ca 6 ca 7 ca 10 Mo

bilaga 1975-1985, SNV 1976-11-22, Folke Larsson). Angivna värden har reducerats schablonmässigt med 15 Z de fyra nordliga norrlandslänen uteslup g a att tits texten). Värdena för Mo och As är (jämför endast sannolika uppskattningar.

Alt. A Med kärnkraft Alt. Bl Oljeeldad kondenskraft utan stoftavskiljning Alt. B2 Dzo med stoftavskiljning Alt. B3 Koleldad kondenskraft, kol med låga tungmetallhalter Alt. B4 D:o kol med höga tungmetallhalter

Rent allmänt kan sägas, att en lokalisering till inkl. Skåne, kommer att medföra att en västkusten, större andel av emissionen deponeras inom landet än om lokaliseringen sker till ostkusten, p g a de förhärskande över Skandinavien. För vindriktningarna att kvantifiera betydelsen för depositionsmönstret av lokalisering erfordras en utväranläggningarnas av meteorologisk expertis. I följande dering diskussion förutsätter jag, att viss lokalisering sker till både väst- och ostkusten.

3.3.2.2 Effekter

Med ledning av beräkningarna i tabell 3.3:1 kan vissa slutsatser dragas beträffande den regionala på ekosystemnivå som kan bli aktuell med påverkan en enligt de olika alternativen. Effekter utbyggnad på närområdet kring varje anläggning (ca 10 km radie) kommer att behandlas senare.

298 Eye/ner på miljön sou 1977:68

Det skall först allmänt konstateras, att kännedomen om hur olika metaller påverkar den terrestra miljön ännu är mycket bristfällig. Den internationella metallekologiska forskningen har hittills i huvudsak varit inriktad på att spåra och mäta spridning till samt anriknings- och transportprocesser i ekosystemen. Många av de slutsatser som eventuellt kan dragas blir därigenom beroende av resultat från fysiologiska försök i ofta mycket artificiell miljö. Efter en sammanvägning av egna erfarenheter med litteraturen inom de tungmetallbiologiska områdena samt med utnyttjande av värdena i tabell 3.3:l har jag kommit till följande slutsatser beträffande de olika alternativens framtida regionala effekter på terrestra ekosystem. En förutsättning för slutsatserna är, att en ökning av emissionen av ett visst ämne leder till en motsvarande ökning av det regionala nedfallet av detta ämne. Denna förutsättning torde väl vara giltig i stora drag, men proportionen närdeposition: fjärrdeposition är helt naturligt beroende av faktorer som utsläppshöjd över marken, partikelstorlek m.m. Större skorstenshöjd på de framtida anläggningarna t ex,bör leda till att det regionala nedfallet ökar i förhållande till det lokala. Dessa och liknande förändringar av förhållandena vid emissionskällan har inte kunnat beaktas men torde inte komma att få någon avgörande betydelse för slutsatserna. En ytterligare förutsättning för såväl beräkningarna av totaldeposition som depositionsbetingade miljöeffekter är att övriga utsläpp såväl inom som utom landets gränser bibehålls på konstant nivå. Detta kommer sannolikt inte gälla för bly, där en viss nedgång av totalemissionen är att vänta. Bidraget från energiproduktion exkl bensinförbrukning blir dock med samtliga alternativ enligt tabell 3.3:l helt marginellt.

Som framgår av tabell 3.3:l blir bidraget till den totala regionala depositionen ringa med alt. A, Bl och B2 för flertalet aktuella metaller utom för vanadin och nickel, medan alt. B4 i hög grad skulle höja totaldepositionen av många ämnen. Med inget av de fem alternativen finns det anledning att befara någon som helst ekosystemeffekt genom emissionen av mangan. Därtill är bidraget alltför litet. Manganets toxicitet regleras i mycket hög grad av markens pH-förhållanden, medan det totala förrådets storlek är av ringa betydelse. Den miljöförsurning som flera av de uppförda alternativen sannolikt kommer att medföra har härvidlag en väsentligt större betydelse.

Effekter på miljön 299

På delvis andra grunder anser jag inte heller att det finns anledning att förvänta några som helst negativa följder av den emission av molybden (uppskattningsvis 5-l0 Z av nuvarande totaldeposition) som följer av de olika alternativen. Som mikroämne ingår molybden i flera enzym, vilka katalyserar kvävemetaboliska processer och är härigenom ett nödvändigt ämne för t ex kvävefixering och nitrifikation. Det är t o m sannolikt, att en mindre ökning av molybdendepositionen kan ha en gynnsam effekt på produktionen i vissa ekosystem, t ex ängar och skogar av hög bonitet liksom eventuellt även på åkermark. I fattigare miljöer, t ex de flesta svenska skogar, binds molybdenet i en så svårtillgänglig form, att en ökning av det årliga nedfallet med 10 Z inte kan förväntas få vare sig positiv eller negativ effekt på ekosystemen.

Den ökning av depositionen av koppar och zink samt bly och kadmium som beräknas ske med alt. A, Bl, B2 och B3 är så marginell, att man inte heller här kan förvänta sig några ekologiska verkningar av mätbar storlek. Detta kan i stort sett gälla även arsenik även om tillskottet här blir något större vid alt. B3.

För kobolt kan förutsättas en ökning med maximalt ca 10 Z jämfört med 1975 vid ovannämnda fyra alternativ. Även denna ökning är alltför marginell för att kunna medföra några klart manifesterbara negativa effekter. Även kobolt är ett essentiellt mikronäringsämne och ingår i vitamin B l2, som syntetiseras av vissa mikroorganismer. En mindre ökning av koboltdepositionen, som i detta fall, skulle därför snarare ha en positiv inverkan på systemen, då den biologiskt tillgängliga mängden i naturliga jordar i allmänhet är mycket liten.

Beträffande depositionen av krom innebär alt. A, Bl och B2 inga som helst problem. Alt. B3 skulle innebära en 40-procentig ökning av den regionala totaldepositionen jämfört med nuläget. Eftersom krom är en av de metaller som binds starkast till markens ytliga jordlager, kommer en helt obetydlig del av det krom som tillförs humustäcket årligen att urlakas, vilket på längre sikt kan medföra en flerdubbling av krominnehållet i detta skikt även om nedfallet bibehålls på en nivå som är ca 40 Z över den nuvarande (jämför Tyler, 1977).

300 Eflekter pa miljön

Ett allmänt intryck är, att ekosystemen skulle kunna tolerera en sådan ökad krombelastning utan att störningar inträffar, men det skall betonas, att nästan ingen forskning ännu har utförts över effekter av industriell kromförorening på terrest_ ra ekosystem.

Kvicksilverutsläppen blir enligt alternativ A, Bl och B2 helt obetydliga men enligt alt. B3 skulle den emitterade mängden medföra en ökning av depositionen med ett värde av storleksordningen 20 Z. Siffran är dock osäker, då bl a omfattningen av eventuell reemission ännu är okänd. En 20-procentig ökning av kvicksilvernedfallet måste bedömas som ett tämligen allvarligt bidrag till den allmänna kvicksilverbelastningen av miljön. Vissa vattensystem är ju redan så förorenade, att fisken anses otjänlig som föda, och om t ex kvicksilverbetningen av utsäde åter skulle öka i omfattning kan den sammanlagda belastningen få allvarliga konsekvenser även för terrestra ekosystem. Kvicksilvers benägenhet att transporteras och anrikas i näringskedjor är ju bättre dokumenterad än för någon av de andra aktuella metallerna. Det har även en klart hämmande inverkan på flera viktiga funktioner i marken, bl a på vissa markenzymatiska processer, t ex ureasaktiviteten. Experimentellt är det dock svårt att framkalla mätbar effekt med en tillsats av kvicksilversalt motsvarande 20 Z av bakgrunden i markprov. Liksom för flertalet andra tyngre metaller är bindningen till markens sorptionskomplex stark, vilket visserligen gör ämnet biologiskt otillgängligare men samtidigt ökar dess benägenhet att anrikas i markens ytliga jordlager. Eventuellt förekommande reemission reducerar anrikningsgraden, å andra sidan kan reemissionen i sig göra att kvicksilver förblir biologiskt mer tillgängligt än de metaller som sannolikt inte alls reemitteras från markytan till atmosfären.

En av de, som jag bedömer det, allvarligaste konsekvenserna med samtliga angivna alternativ är, att spridningen och nedfallet av vanadin måste komma att öka starkt. Med det minst förorenande alternativet,A, blir nedfallet 1985 ca SO Z större än för närvarande, med övriga alternativ kommer nedfallet att öka till det dubbla eller något mera (jämför tabell 3.3:1). F n har nästan hela depositionen av vanadin sitt ursprung i förbränningen av olja (och i någon mån kol), att döma av de nästan identiska värdena för emission och totaldeposition. (Det utländska bidraget är dock okänt och kan vara betydande). Den naturliga komponenten i nedfallet torde vara mycket låg

Ejfekter på miljön 301

(Bengtsson och Tyler, 1976). Vanadinet binds starkt till humuskomponenten i sura jordar och har låg beräknad uppehållstid i skogsjord (Tyler, 1977)- Ämnet är dock svårtillgängligt för växtligheten funder dessa betingelser, men klara indikatinner finns på att lösligheten ökar med stigande pH i marken, åtminstone i närvaro av större kvantiteter andra metaller. Enligt ett nyligen Publicerat arbete (Jacks, l976) är depositionen av vanadin över ett markområde invid Stockholms ca 25 gånger större än den totala urlakningen (mätt i avrinningen). En påtaglig anrikning sker alltså i terrester miljö och samlade indikationer tyder tämligen klart på, att tillförseln av vanadin regionalt över Göta- och Svealand numera är klart större än borttransporten genom urlakning och denna disproportion kommer_ alltså att öka med alla de uppställda alternativen. I första hand blir det i moss- och särskilt i humustäckena som upplagringen sker och ackumulationseffekten medför, att vanadinhalten i jordarnas ytskikt med tiden blir betydligt mer än fördubblad, även om nedfallet stabiliseras på en dubbelt så hög nivå som den nuvarande. När balans kommer att uppnås mellan tillförsel och urlakning under dessa betingelser finns det f n ingen möjlighet att säkert beräkna, men allt tyder på att en mångdubbling av markens halt av icke-mineralbundet vanadin måste ske innan urlakningen blir nästan lika stor som tillförseln i normala skogsjordar. På kulturjordar, särskilt lättare åkerjordar, kan balans uppnås på ett tidigare stadium. Det är med nuvarande bristfälliga kännedom om vanadinets ekologi mycket svårt att bedöma hur allvarlig denna ökade vanadinbelastning kan vara för den yttre miljön. Vanadin har hittills ansetts som en relativt harmlös miljöförorening även om organismer som direkt exponeras för höga vanadinnivåer (i luft, föda, etc.) lätt utvecklar klara symptom på förgiftning (Bengtsson och Tyler, 1976). För att fysiologiska effekter på högre växter skall kunna påvisas i korttidsförsök fordras i allmänhet en tillsats av vanadin till odlingsjorden, som motsvarar årskilliga gånger jordens naturliga biologiskt tillgängliga halt av vanadin.

Störningar genom tillsats av vanadin i små mängder har emellertid påvisats experimentellt i en markprocess som indirekt har betydelse för vegetationens försörjning med ett för växtproduktionen väsentligt ämne - fosfor. Den extracellulära fosfatasaktiviteten i skogsjord hämmas sålunda påtagligt redan av en vanadintillsats som endast är av samma storleksordning som bakgrundshalten i jorden. Vid tillsats av 100 ppm vanadin (som metavanadat-, vanadateller vanadyljon) till barrskogsmår med en vanadinhalt av ca 20 ppm minskade mårens förmåga att

302 Eflekter pa miljön

spjälka organisk fosfor med ca 25 Z. Inhibitionen var momentan (Tyler, 1976). Vanadintillförsel till barrskogsmår i fält resulterade likaledes i en minskning av fosfatasaktiviteten och inhibitionen kvarstod vid provtagning även efter sex månader.

En översiktlig beräkning baserad på kända data över deposition, urlakning och totalhalt i mårlager ger vid handen, att om den nuvarande regionala av vanadin fördubblas, vilket förutses depositionen bli fallet med alt Bl och B4, så kommer i Götalands och Svealands skogsområden humustäckets halt av vanadin att fördubblas inom loppet av ll-l2 år och tredubblas på 25 år. Den årliga urlakningen från ett mårlager kan sättas till högst l Z av totalhalten, vilken är av storleksordningen 50 mg/m den nuvarande regionala depositionen till 2,5 mg/m och år. Det verkar sålunda tämligen klart att vi med dessa alternativ fram till l990-talet kommer att ha höjt skogsjordarnas vanadinhalt så mycket att markens förmåga att mineralisera fosfor mätbart minskat. Detta bör leda till en något sämre fosforförsörjning i skogsekosystemen, vilket mot sekelskiftet kan beräknas börja ge utslag i den primära produktionen genom en viss försämring av tillväxten i de naturliga ekosystem, där fosfor utgör en begränsande faktor. Möjligheten finns visserligen, att ännu okända feed-back-mekanismer kan börja verka och minska den negativa effekten av den - närmast sjunkande fosformineraliseringen kan man tänka sig en ännu något effektivare fos- forhushållning hos växtligheten men några belägg för att en sådan utveckling är sannolik finns inte och att därför väga in den i prognosbilden kan inte rekommenderas. Det är dock inte troligt att några drastiska skador på eller förändringar i ekosystemen p g a en två-tredubbling av vanadinhalten i humustäcket kommer att inträffa, d v s förändringar som kan gå att visuellt urskilja utan ingående mätningar. Men även en obetydlig sänkning av primärproduktionen, t ex den skogliga tillväxten, har naturligtvis nationalekonomisk betydelse.

För jordbruksproduktionen torde en fördubbling av vanadinnedfallet inte få någon som helst mätbar effekt. Dels är sannolikt vanadinets uppehållstid i cirkumneutrala jordar kortare än i sura, dels har tillförseln av fosfatgödselmedel större betydelse än fosformineraliseringen för fosforförsörjningen på kulturjordar. Däremot är det sannolikt att vanadinupptagningen i grödan med tiden kommer att öka något, dock inte i sådan utsträckning att det direkt kan förväntas påverka växternas fysiologi. Huruvida en viss förhöjning av vanadin-

Effekter på miljön 303

halten i grödan har någon betydelse ur folkhälsosynpunkt ligger utanför min bedömning.

Många indikationer från laboratorieförsök finns vidare på att vanadin kan interferera med kvävemetabolismen hos vissa organismer genom att ersätta det molybden som utgör aktivator i några enzymsystem. Detta kommer att beröras något utförligare i avsnittet om lokala effekter, då detta problem främst kommer att aktualiseras inom närområdena kring anläggningarna. En viss påverkan på kvävefixeringen även regionalt kan inte helt uteslutas men jag bedömer den f n som mindre sannolik.

Även depositionen av nickel kommer att öka med tre av de fem framlagda alternativen. Nickelemissionen från olje- och kolanvändning 1975 beräknas enligt tabell 3.3:l svara mot ca 60 Z av den regionala nickeldeposition som uppmättes l965-70. Förutsatt att alla andra källor hålls konstanta ökar denna siffra till 90 Z av 1965-70 års depositionsvärden med alt. A och Bl och till 80 Z med alt. B4. Detta skulle innebära en ökning av den regionala depositionen av nickel med drygt 35 resp. drygt 20 Z. Av vad vi hittills vet torde denna ökning inte vara tillräcklig för att framkalla mätbara effekter i ekosystemen. Nickel har heller inte samma benägenhet att upplagras i t ex skogsjordar som många andra av de tunga metallerna; den beräknade uppehållstiden i barrskogsmår är t ex klart kortare än för vanadin och om värdena för urlakningshastighet vid pH 4,2 jämföres med den beräknade nuvarande regionala depositionen tycks f n urlakningen från mårlagren nästan hålla jämna steg med depositionen.(Tyler, 1977).

Ett av de fem alternativ som upptagits i utredningsunderlaget, nämligen alt. E4 (koleldad kondenskraft, kol med höga tungmetallhalter) är ur tungmetallsynpunkt det klart mest förorenande. Jämfört med nuläget kommer detta alternativ att medföra minst en fördubbling av det regionala nedfallet av kvicksilver och vanadin, nära en fördubbling av koboltnedfallet och inemot en tredubbling av kromnedfallet (se tabell 3.3:l). Det regionala nedfallet av arsenik kommer att öka, sannolikt med 50-60 Z och av kadmium med l5 Z, jämfört med nuläget. Allt detta måste ur miljösynpunkt bedömas som tämligen oacceptabelt och alla ansträngningar som gjorts att nedbringa lokal industriemission av t ex kvicksilver förefaller mot denna bakgrund som m l m förgäves.

304 Effekter på miljön

Som ovan påpekats är kvicksilverbelastningen av vissa ekosystem alltjämt hög och även om en viss kvantitet av den årliga tillförseln kan beräknas immobiliseras i biologiskt otillgänglig form i mark och sediment innebär en fördubbling av den atmosfäriska tillförseln att en allt större kvantitet vid varje tillfälle kan undergå metylering och härigenom allt effektivare anrikas i näringskedjorna.

Den biologiska tillgängligheten och växtupptagningen av flera tunga metaller, bl a kadmium, ökar också med sjunkande pH i marken. En sänkning av jordens pH med en enhet har i vissa försök ökat växtupptagningen mera än en två-tredubbling av markens kadmium-halt vid bibehållet pH. Detta bör också beaktas vid en riskvärdering för de olika alternativen. Särskilt de alternativ som innebär utnyttjande av starkt svavelhaltiga olje- och kolkvaliteter måste leda till en ytterligare miljöförsurning. Även utan ett nytillskott kommer den biologiska tillgängligheten av bl a mangan, kadmium och zink, i redan starkare sura jordar även av bly och koppar, härigenom att öka. För växttillgängligheten av mangan är markens syra-bas-status helt avgörande. En tillförsel,t ex luftdeposition av stora mängder mangan inom ett område med kalkrika ytjordar torde knappast få någon negativ effekt, medan även utan mangantillförsel en sänkning av markens syra-bas-status leder till en ökad upptagning av denna metall. Tungmetall- och försurningsproblematiken är m a o klart kopplade och vid en slutlig riskvärdering måste ett försök till sammanvägning av båda dessa problemområden göras, om prognoser skall kunna ställas med någon grad av säkerhet.

3.3.2.3 Sammanfattande värdering

Mot denna bakgrund torde det stå klart, att en utbyggnad enligt alt. B4 (koleldat kondenskraftverk, kol med höga tungmetallhalter) inte kan rekommenderas. Det är ur metallföroreningssynpunkt det klart sämsta av de uppförda alternativen och kommer, uppskattningsvis inom en period av l0-20 år, att få negativa följder för den yttre miljön i form av en accelererad anrikning av tunga metaller i markens humusskikt, en ökad upptagning i växtligheten och åtminstone betr. kvicksilver en ökad ackumulation och transport i näringskedjor. Negativ inverkan på vissa markbiologiska processer kan heller inte uteslutas. Ett sammanfattande omdöme om de övriga alternativen är, att de för flertalet aktuella metaller inte kommer att medföra en sådan ökning av den regionala totaldepositionen, att några allvarliga ekologiska följder

Effekter pa’ miljön 305

kan förväntas. I ett par avseenden finns dock viss anledning till oro. Ökningen av vanadinnedfallet blir särskilt med alt. Bl, så betydande, att negativa effekter på vissa markprocesser kan befaras. Dessutom kommer flera av alternativen rimligen att medföra en fortgående försurning, vilket indirekt i hög grad kommer att påverka den biologiska tillgängligheten av flera av de här aktuella metallerna.

Ur - utan regional metallföroreningssynpunkt hänsyn till andra eventuella - kan min bemiljöeffekter dömning av de fem presenterade alternativen sammanfattas på följande sätt.

Alt. Bl: kan endast accepteras med stor tvekan p g a den omfattande vanadinemissionen Alt. B2: kan accepteras, dock med någon tvekan p g a vanadinemission Alt. B3: kan accepteras, dock med viss tvekan p g a kvicksilver- och vanadinemission Alt. B4: kan ej accepteras, bl a p g a den stora kvicksilveremissionen Alt. A: kan accepteras

3.3.3. LOKAL PÅVERKAN

3 . 3 . 3 . l Beräkning av deposit ion och ackumulation

Utvärderingen av lokal tungmetallpåverkan utgår från de emissionsdata som presenteras i utredningsunderlagets bil. 2 (1976-ll-22, Folke Larsson, Tungmetallemissioner från fossileldade kraftverk). En sammanställning av dessa grunddata har gjorts i tabell 3.3:2 för de fem olika alternativ som upptagits i bilagan. Av stor betydelse för bedömningen av vilka ekologiska effekter metallemissionen med de olika alternativen kan ge upphov till är en kännedom om hur stor andel av emissionen som deponeras i närområdet kring källan. Någon beräkning där hänsyn tagits till såväl totalemission som totaldeposition i närområdet kring ett värmekraftverk har jag inte kunnat finna. Kim Pilegaards undersökning kring Kyndbyverket i Danmark (Pilegaard, 1976) ger vissa indikationer på hur stor den närdeponerade metallandelen kan vara men materialet är dock alltför litet för att möjliggöra någon exaktare beräkning. Erfarenheter från undersökningar kring metallindustri pekar mot att minst hälften av emissionen deponeras inom en radie av 8-10 km från källan. Partikelstorlek och skorstenshöjd är härvid variabler av stor betydelse för spridningsmönstret.

15 Q%hWpåmWM muwwm

Pilegaards undersökningar från Kyndbyverket tyder på att en lokal påverkan på metalldepositionen kan spåras högst ett par km ut från källan. Vid denna undersökning användes dock ett material (blad av rölleka) som är klart okänsligare än bladmossor att registrera tungmetallnedfall. Emissionen från det kol- och oljeeldade Kyndbyverket (275 MW) överstiger dock inte l ton/år för någon metall. Alt. 1-4 i utredningsunderlagets bilaga 2 förutser en metallemission av en helt annan storleksordning.

Från Sverige finns en mindre undersökning (opublicerad) av vanadin- och nickeldepositionen vid Karlshamnsverket, som utfördes av undertecknad våren 1975 i samarbete med byrådir. Karin Brunsberg. Härvid kom bladmossan Hypnum cupressiforme till användning som analysmaterial. Följande halter på olika avstånd från verket (Ppm torrsubstans): 1,2 km ENE verket ... vanadin 152, nickel 41 km NE -- -- 129 - u_ 44 2,0 km NE -- -- 124 -- 35 3,0 km NNE -- -- 49 -- 14 4,0

avstånd av mer än 12 km (NE) från verket.

Den relativa regelbundenheten i depositionsmönstret gör att man från dessa siffror ganska väl kan uppskatta den lokala depositionens fördelning på olika avstånd från källan med ledning av dessa data. Den regionala bakgrunden sätts till 10 ppm vid denna beräkning och får alltså frånräknas. En förutsättning för beräkningens giltighet är vidare att depositionen sker likformigt i alla väderstreck vilket inte är helt sannolikt. Avvikelsen kan dock inte förmodas vara större än att denna approximation är godtagbar för detta ändamål. Om det vanadin som deponerats inom ett avstånd av 12 km från källan sätts till 100 Z fördelar sig den deponerade totalmängden (bakgrunden frånräknad) på varje kmzon på följande sätt:

sou 1977:68 Ejfekter pa‘ miljön 307

Avstånd till Deponerat areal, kmz

källan, km vanadin,Z

Det måste i detta sammanhang betonas, att ingen hänsyn tagits till den andel som deponerats på större avstånd än 12 km. Denna andel får alltså anses tillhöra det regionala nedfallet.

Vi ser av beräkningarna ovan, att ungefär lika mycket vanadin deponerats inom intervallen 0-3, 3-6, och 6-9 km, men att andelen sedan avtar. Per ytenhet avtar naturligtvis depositionen snabbt med avståndet, särskilt i de inre zonerna.

Med utgångspunkt från vanadinexemplet kan man nu översiktligt bedöma hur stora mängder av olika metaller som kommer att ackumuleras i marken under t ex en tioårsperiod vid kontinuerlig drift av fossilbränsleeldade kraftverk enligt de olika alternativen (se tabell 3.3:3). För beräkningarna gäller följande förutsättningar:

1) 50 Z av emitterad mängd antas deponeras inom ett avstånd av 12 km från källan 2) depositionsmönstret för samtliga metaller är detsamma som för vanadin 3) depositionen antas vara likformigt fördelad över alla väderstreck. 4) den årliga urlakningen sätts till följande värden ( Z av totalhalten exkl. mineralgitterbunden fraktion): Mn 4 Z, Zn 2 Z, Cd 2 Z, Ni 3 Z, V 1 Z, Cu 1 Z, Cr 1 Z, Pb 0,5 Z. Urlakningshastigheten för övriga metaller är okänd, sätts schablonmässigt till 2 Z. Värdena gäller mårjord som grundar sig på arbetena enligt Tyler, 1977. För en översiktlig

308 Eflekter pa miljön

beräkning blir dock urlakningen under en tioårsperiod tämligen obetydlig jämfört med depositionen i närområdet. 5) inga andra miljöförändringar som påverkar urlakningshastigheten, t ex markförsurning, antas ske. Att denna förutsättning skall gälla är inte helt sannolik, men torde dock inte försurning allvarligt inverka på beräkningen under en första tioårsperiod.

Tab ell 3.3:2 Sammanställning av emissionsdata enligt utredningsunderlagets bilaga 2 (76-11-22, Folke Larsson, Tungmetallemissioner från fossileldade kraftverk). Utgående mängd i ton/år.

alt l alt 2 alt 3 alt 4 alt 5