ILMANLAATUSELVITYS. Liikenteen typenoksidi- ja hiukkaspäästöjen leviämismallinnus valtatien 13 varrella välillä Lappeenranta Nuijamaa

Transkriptio

1 ILMANLAATUSELVITYS atta :J Kuva i Salm Liikenteen typenoksidi- ja hiukkaspäästöjen leviämismallinnus valtatien 13 varrella välillä Lappeenranta Nuijamaa ASIANTUNTIJAPALVELUT ILMANLAATU JA ENERGIA 2014

2 ILMANLAATUSELVITYS Liikenteen typenoksidi- ja hiukkaspäästöjen leviämismallinnus valtatien 13 varrella välillä Lappeenranta Nuijamaa Jatta Salmi Mari Kauhaniemi Katja Lovén ILMATIETEEN LAITOS ASIANTUNTIJAPALVELUT ILMANLAATU JA ENERGIA Helsinki

3

4 SISÄLLYSLUETTELO 1 JOHDANTO TAUSTATIETOA ILMAN EPÄPUHTAUKSISTA Ilmanlaatuun vaikuttavat tekijät Typpidioksidi Hiukkaset Ilmanlaadun raja- ja ohjearvot MENETELMÄT Leviämismallilaskelmien kuvaus Viivalähdemalli CAR-FMI Suspensiopäästömalli Leviämismallilaskelmien lähtötiedot TULOKSET Typpidioksidipitoisuudet Pienhiukkasten ja hengitettävien hiukkasten pitoisuudet Pitoisuudet verrattuna ilmanlaadun mittaustuloksiin YHTEENVETO JA JOHTOPÄÄTÖKSET VIITELUETTELO LIITEKUVAT

5

6 3 1 JOHDANTO Tämän tutkimuksen tarkoituksena oli arvioida leviämismallilaskelmilla liikenteen päästöjen aiheuttamia ilmanlaatuvaikutuksia valtatien 13 lähialueella välillä Lappeenranta Nuijamaa (Nuijamaantie). Selvityksessä tarkasteltiin nykytilannetta ja kahta tulevaisuuden skenaariota vuosille 2020 ja Tulevaisuuden skenaarioissa otettiin huomioon ennustettu liikennemäärien kasvu sekä autojen päästöjen ennustettu väheneminen moottoritekniikan kehittymisen myötä (tulevaisuuden päästötasot Euro 4 ja Euro 5). Tutkimuksessa tarkasteltiin ulkoilman typpidioksidin (NO 2 ), pienhiukkasten (PM 2,5 ) ja hengitettävien hiukkasten (PM 10 ) pitoisuuksia. Laskelmat tehtiin Ilmatieteen laitoksella erityisesti liikenteen päästöjen leviämisen mallintamiseen kehitetyllä leviämismallilla CAR-FMI. Työn tilasi Kaakkois-Suomen Elinkeino-, liikenne- ja ympäristökeskus (ELY) osana alueelle tehtävää ympäristövaikutusten arviointia. Lähtötietoina käytettyjä nykytilanteen ja tulevaisuuden ennustetilanteiden liikennemääräaineistoja toimittivat Sito Oy ja Trafix Oy. Päästöjen leviämismallilaskelmat tehtiin Ilmatieteen laitoksen Ilmanlaadun ja energian asiantuntijapalveluissa. Kuva Jatta Salmi

7 4 2 TAUSTATIETOA ILMAN EPÄPUHTAUKSISTA 2.1 Ilmanlaatuun vaikuttavat tekijät Ilmanlaatua heikentävien ilmansaasteiden suurimpia päästölähteitä Suomessa ovat liikenne, energiantuotanto, teollisuus ja puun pienpoltto. Ilmansaasteita kulkeutuu Suomeen myös kaukokulkeumana maamme rajojen ulkopuolelta. Ilmansaasteiden päästöistä suurin osa vapautuu ilmakehän alimpaan kerrokseen, jota kutsutaan rajakerrokseksi. Rajakerroksessa päästöt sekoittuvat ympäröivään ilmaan ja ilmansaasteiden pitoisuudet laimenevat. Päästöt voivat levitä liikkuvien ilmamassojen mukana laajoille alueille. Tämän kulkeutumisen aikana ilmansaasteet voivat reagoida keskenään sekä muiden ilmassa olevien yhdisteiden kanssa muodostaen uusia yhdisteitä. Ilmansaasteet poistuvat ilmasta sateen huuhtomina (märkälaskeuma), kuivalaskeumana erilaisille pinnoille tai kemiallisen muutunnan kautta. Ilmansaasteiden leviäminen tapahtuu pääosin ilmakehän alimmassa osassa, rajakerroksessa. Sen korkeus vaihtelee säätilanteesta riippuen. Suomessa rajakerroksen korkeus on tyypillisesti alle kilometri, mutta varsinkin kesällä se voi nousta yli kahteen kilometriin. Matalimmat rajakerroksen korkeudet havaitaan yleensä talvella kovilla pakkasilla. Rajakerroksen korkeus määrää ilmatilavuuden, johon päästöt voivat välittömästi sekoittua. Rajakerroksen tuuliolosuhteet määräävät karkeasti ilmansaasteiden kulkeutumissuunnan, mutta rajakerroksen ilmavirtausten pyörteisyys ja kerroksen korkeus vaikuttavat merkittävästi ilmansaasteiden sekoittumiseen ja pitoisuuksien laimenemiseen kulkeutumisen aikana. Mitä matalampi rajakerroksen korkeus on, sitä vähemmän päästöillä on tilaa laimentua ja sekoittua ja epäpuhtauspitoisuudet voivat kohota korkeiksi. Leviämisen kannalta keskeisiä meteorologisia tekijöitä ovat tuulen suunta ja nopeus, ilmakehän stabiilisuus ja sekoituskorkeus. Ilmakehän stabiilisuudella tarkoitetaan ilmakehän herkkyyttä pystysuuntaiseen sekoittumiseen. Stabiilisuuden määrää ilmakehän pystysuuntainen lämpötilarakenne sekä mekaaninen turbulenssi eli alustan kitkan synnyttämä ilman pyörteisyys. Inversiolla tarkoitetaan tilannetta, jossa ilmakehän lämpötila nousee ylöspäin mentäessä. Erityisesti maanpintainversion aikana ilmanlaatu voi paikallisesti huonontua nopeasti. Maanpintainversiossa maanpinta ja sen lähellä oleva ilmakerros jäähtyy niin, että kylmempi ilma jää ylempänä olevan lämpimämmän ilman alle. Kylmä pintailma ei raskaampana pääse kohoamaan yläpuolellaan olevan lämpimän kerroksen läpi, ja ilmakehän pystysuuntainen liike estyy. Inversiokerroksessa tuuli on hyvin heikkoa ja ilmaa sekoittava pyörteisyys on vähäistä, minkä vuoksi ilmansaasteet laimenevat huonosti. Inversiotilanteissa pitoisuudet kohoavat taajamissa etenkin liikenneruuhkien aikana, koska ilmansaasteet kerääntyvät matalaan ilmakerrokseen päästölähteiden lähelle.

8 5 2.2 Typpidioksidi Typen yhdisteitä vapautuu päästölähteistä ilmaan typen oksideina eli typpimonoksidina (NO) ja typpidioksidina (NO 2 ). Näistä yhdisteistä terveysvaikutuksiltaan haitallisempaa on typpidioksidi, jonka pitoisuuksia ulkoilmassa säädellään ilmanlaadun ohje- ja raja-arvoilla. Typpidioksidin määrään ilmassa vaikuttavat myös kemialliset muutuntareaktiot, joissa typpimonoksidi hapettuu typpidioksidiksi. Ulkoilman typpidioksidipitoisuuksille altistuminen on suurinta kaupunkien keskustojen ja taajamien liikenneympäristöissä. Typpidioksidipitoisuudet kohoavat tyypillisesti ruuhka-aikoina. Korkeimmillaan typpidioksidipitoisuudet ovat erityisesti tyyninä ja kylminä talvipäivinä, jolloin myös energiantuotannon päästöt ovat suurimmillaan. Taajamien ja kaupunkien korkeimmat typpidioksidipitoisuudet aiheuttaa pääasiassa ajoneuvoliikenne, vaikka energiantuotannon ja teollisuuden aiheuttamat päästöt (pistemäiset päästölähteet) olisivat määrällisesti jopa suurempia autoliikenteeseen verrattuna. Ihmiset altistuvat helposti liikenteen päästöille, sillä autojen pakokaasupäästöt vapautuvat hengityskorkeudelle. Typpidioksidille herkimpiä väestöryhmiä ovat lapset ja astmaatikot, joiden hengitysoireita kohonneet pitoisuudet voivat lisätä suhteellisen nopeasti. Pakkaskaudella tapahtuva typpidioksidipitoisuuden kohoaminen on erityisen haitallista astmaatikoille, koska jo puhtaan kylmän ilman hengittäminen rasituksessa aiheuttaa useimmille astmaatikoille keuhkoputkien supistusta ja typpidioksidi pahentaa tästä aiheutuvia oireita kuten hengenahdistusta ja yskää. Ilmatieteen laitoksella tehdyn ilmanlaadun alustavan arvioinnin (Pietarila ym., 2001) tulosten mukaan typpidioksidipitoisuuden raja-arvot voivat nykyisin ylittyä etenkin suurimpien kaupunkien vilkkaasti liikennöidyillä keskusta-alueilla lähinnä liikenneväylien ja risteyksien läheisyydessä. Korkeimmillaan vuosikeskiarvot ovat olleet ilmanlaadun mittausten mukaan Helsingin vilkasliikenteisimmillä alueilla noin µg/m 3. Yleensä Suomen kaupungeissa vuosikeskiarvot ovat noin µg/m 3. Puhtailla tausta-alueilla tehtyjen ilmanlaatumittausten mukaan typpidioksidin vuosikeskiarvot ovat olleet Etelä-Suomessa noin 2 6 µg/m³ ja Pohjois-Suomessa noin 1 µg/m³. 2.3 Hiukkaset Ulkoilman hiukkaset ovat nykyisin merkittävimpiä ilmanlaatuun vaikuttavia tekijöitä Suomen kaupungeissa. Pienhiukkasia pidetään länsimaissa haitallisimpana ympäristötekijänä ihmisten terveydelle. Ulkoilman hiukkaset ovat taajamissa suurelta osin peräisin liikenteen ja tuulen nostattamasta katupölystä (ns. resuspensio) eli epäsuorista päästöistä. Hiukkaspitoisuuksia kohottavat myös nk. suorat hiukkaspäästöt, jotka ovat peräisin energiantuotannon ja teollisuuden prosesseista, autojen pakokaasuista ja puun pienpoltosta. Suorat hiukkaspäästöt ovat pääasiassa pieniä hiukkasia. Hiukkasiin on sitoutunut myös erilaisia haitallisia yhdisteitä kuten hiilivetyjä ja raskasmetalleja. Ulkoilman hiukkasten koko on yhteydessä niiden aiheuttamiin erilaisiin vaikutuksiin. Suurempien hiukkasten korkeat pitoisuudet vaikuttavat merkittävimmin

9 6 viihtyvyyteen ja aiheuttavat likaantumista. Terveysvaikutuksiltaan haitallisempia ovat ns. hengitettävät hiukkaset ja pienhiukkaset, jotka kykenevät tunkeutumaan syvälle ihmisten hengitysteihin. Hengitettäville hiukkasille, joiden halkaisija on alle 10 mikrometriä (PM 10 ), on annettu ilmanlaadun ohje- ja raja-arvot. Hengitettävien hiukkasten pitoisuudet kohoavat erityisesti keväällä, jolloin jauhautunut hiekoitushiekka ja asfalttipöly nousevat ilmaan kuivilta kaduilta liikenteen nostattamana. Pienhiukkaset, joiden halkaisija on alle 2,5 mikrometriä (PM 2,5 ), ovat pääasiassa peräisin suorista autoliikenteen, puun pienpolton ja teollisuuden päästöistä ja kaukokulkeumasta, jonka lähde voi olla esimerkiksi metsä- ja maastopalot. Hiukkasten kokoluokkia on havainnollistettu kuvassa A. Suurimmat hiukkaspitoisuudet esiintyvät vilkkaasti liikennöidyissä kaupunkikeskustoissa. Suomessa hiukkaspitoisuudet kohoavat yleensä voimakkaasti keväällä maalis-huhtikuussa, kun maanpinnan kuivuessa tuuli ja liikenne nostattavat katupölyä ilmaan. Liikenteen vaikutukset korostuvat matalan päästökorkeuden vuoksi. Hengitettäville hiukkasille annettu vuorokausiohjearvo ylittyy keväisin yleisesti Suomen kaupungeissa. Hengitettävien hiukkasten vuorokausipitoisuudelle annettu raja-arvo on sen sijaan ylittynyt viimeksi vuonna 2006 Helsingin keskustassa. Maamme suurimpien kaupunkien keskusta-alueilla on mitattu useina vuosina yli 25 µg/m 3 :n hengitettävien hiukkasten pitoisuuden vuosikeskiarvoja. Hengitettävien hiukkasten vuosipitoisuudelle annettu raja-arvo 40 µg/m 3 on kuitenkin alittunut Suomessa. Pienempien kaupunkien keskusta-alueilla hengitettävien hiukkasten pitoisuuden vuosikeskiarvot voivat ylittää 20 µg/m 3 ja kaupunkien keskusta-alueiden ulkopuolella pitoisuudet ovat olleet yli 10 µg/m 3 (Pietarila ym., 2001). Puhtailla tausta-alueilla vuosikeskiarvopitoisuudet ovat olleet Etelä-Suomessa noin 9 12 µg/m³ ja Pohjois-Suomessa noin 3 6 µg/m³. Pienhiukkaspitoisuuden (PM 2,5 ) vuosikeskiarvolle määritetty raja-arvo 25 µg/m 3 alittuu kaikkialla Suomessa. Korkeimmillaan vuosipitoisuus on ollut Helsingin vilkkaasti liikennöidyillä keskusta-alueilla noin µg/m 3. Helsingin Kallion kaupunkitausta-asemalla vuosipitoisuudet ovat olleet noin 9 12 µg/m 3. Maaseututausta-alueilla pitoisuustaso on Etelä-Suomessa noin 7 10 µg/m 3, Keski- Suomessa noin 4 7 µg/m 3 ja Pohjois-Suomessa noin 2 4 µg/m 3. Pitoisuuserot erityyppisten mittausympäristöjen välillä ovat melko pieniä: kaupunkiympäristön päästölähteet kohottavat vuositasolla pitoisuuksia liikenneympäristöissä noin 3 4 µg/m 3 ja kaupunkitausta-alueilla noin 1 2 µg/m 3 taustapitoisuuksista. Pienhiukkasten taustapitoisuudesta valtaosa on kaukokulkeutunutta hiukkasainesta. Kaukokulkeuma muodostaa huomattavan osan myös kaupunkiilman pienhiukkaspitoisuuksista (Alaviippola ja Pietarila, 2011).

10 7 Hiukkasten kokoluokkia Pienet hiukkaset Suuret hiukka set J ättiläishiukka set Hiesu Hieno hiekka Ka rkea hiekka Sora Pilvi- ja sumupisarat Sa depisa rat Tupa ka nsav u Sementtipöly Lannoite- ja kalkkikivipöly JAUHOA Jauhot K aasumolekyylit Itiöt Siitepöly Virukset Bakteerit Hius Pisaroista kuivunut merisuola Liikenne Liikenteen ja tuulen nostattama pöly Energiantuot anto Energiantuotanto, lentotuhka 0,001 0,01 0, (1mm) (1cm) µm Kuva A. Hiukkasten kokoluokkia. Hiukkasten koko ilmaistaan halkaisijana mikrometreissä (µm). Mikro (µ) etuliite tarkoittaa miljoonasosaa. 1 µm on siten metrin miljoonasosa eli millimetrin tuhannesosa. 2.4 Ilmanlaadun raja- ja ohjearvot Leviämismallilaskelmilla tai ilmanlaadun mittauksilla saatuja ilman epäpuhtauksien pitoisuuksia voidaan arvioida vertaamalla niitä ilmanlaadun ohje- ja raja-arvoihin. EU-maissa voimassa olevat raja-arvot ovat sitovia ja ne eivät saa ylittyä alueilla, joissa asuu tai oleskelee ihmisiä. Raja-arvot eivät ole voimassa esimerkiksi teollisuusalueilla tai liikenneväylillä, lukuun ottamatta kevyen liikenteen väyliä. Kansalliset ilmanlaadun ohjearvot eivät ole yhtä sitovia kuin raja-arvot, mutta niitä käytetään esimerkiksi kaupunkisuunnittelun tukena ja ilman pilaantumisen vaaraa aiheuttavien toimintojen sijoittamisessa. Tavoitteena on ennalta ehkäistä ohjearvojen ylittyminen sekä taata hyvän ilmanlaadun säilyminen. Raja-arvot määrittelevät ilmansaasteille sallitut korkeimmat pitoisuudet. Rajaarvoilla pyritään vähentämään tai ehkäisemään terveydelle ja ympäristölle haitallisia vaikutuksia. Raja-arvon numeroarvon ylityksistä on viipymättä tiedotettava väestölle. Tietojen saatavuudesta vastaa ensisijaisesti tiedon tuottaja, kuten ilmanlaadun mittauksista vastaava kunta, toiminnanharjoittaja tai Ilmatieteen laitos. Jos raja-arvo ylittyy tai on vaarassa ylittyä, on kunnan laadittava ja toimeenpantava ilmansuojelusuunnitelma raja-arvon ylittymisen ehkäisemiseksi.

11 8 Lisäksi kunta voi harkintansa mukaan laatia lyhyen aikavälin toimintasuunnitelman raja-arvon alittamiseksi ja ylityksen keston lyhentämiseksi. Käytännön toimia voivat olla esimerkiksi määräykset liikenteen tai päästöjen rajoittamisesta. Ilman epäpuhtauksien aiheuttamien terveyshaittojen ehkäisemiseksi ulkoilman typpidioksidin, hengitettävien hiukkasten ja pienhiukkasten pitoisuudet eivät saisi ylittää taulukon 1 raja-arvoja alueilla, joilla ihmiset saattavat altistua ilmansaasteille. Taulukko 1. Terveyshaittojen ehkäisemiseksi annetut ulkoilman typpidioksidin, hengitettävien hiukkasten ja pienhiukkasten pitoisuuksia koskevat raja-arvot (Vna 38/2011). Aine Keskiarvon laskenta-aika Raja-arvo µg/m 3 (293 K, 101,3 kpa) Sallittujen ylitysten määrä kalenterivuodessa (vertailujakso) Typpidioksidi (NO 2 ) 1 tunti 200 1) 18 kalenterivuosi 40 1) Hengitettävät hiukkaset (PM 10 ) 24 tuntia 50 2) 35 kalenterivuosi 40 2) Pienhiukkaset (PM 2,5 ) kalenterivuosi 25 2) 1) Tulokset ilmaistaan lämpötilassa 293 K ja paineessa 101,3 kpa. 2) Tulokset ilmaistaan ulkoilman lämpötilassa ja paineessa. Typenoksidipitoisuuksien (NO x ) vuosikeskiarvoon perustuva kriittinen taso 30 µg/m 3 on annettu kasvillisuuden ja ekosysteemien suojelemiseksi ja se on voimassa laajoilla maa- ja metsätalousalueilla ja luonnonsuojelun kannalta merkityksellisillä alueilla. Ilmanlaadun ohjearvot on otettava huomioon suunnittelussa ja niitä sovelletaan mm. alueiden käytön, kaavoituksen, rakentamisen ja liikenteen suunnittelussa ja ympäristölupaharkinnassa. Ohjearvojen soveltamisen avulla pyritään ehkäisemään ilmansaasteiden aiheuttamia terveysvaikutuksia. Suomessa voimassa olevat ulkoilman typpidioksidin ja hengitettävien hiukkasten pitoisuuksia koskevat ilmanlaadun ohjearvot on esitetty taulukossa 2. Lisäksi taulukossa esitetään WHO:n suosituksenomaiset ohjearvot pienhiukkasten vuorokausipitoisuudelle ja vuosipitoisuudelle (WHO, 2006).

12 9 Taulukko 2. Ulkoilman typpidioksidin, hengitettävien hiukkasten ja pienhiukkasten pitoisuuksia koskevat ilmanlaadun ohjearvot (Vnp 480/1996, WHO, 2006). Ilmanepäpuhtaus Ohjearvo µg/m³ (293 K, 101,3 kpa) Tilastollinen määrittely Typpidioksidi (NO 2 ) 150 Kuukauden tuntiarvojen 99. prosenttipiste 70 Kuukauden toiseksi suurin vuorokausiarvo Hengitettävät hiukkaset (PM 10 ) 70 Kuukauden toiseksi suurin vuorokausiarvo Pienhiukkaset (PM 2,5 ) 25 (WHO) Suurin vuorokausikeskiarvo 10 (WHO) Vuosikeskiarvo 3 MENETELMÄT 3.1 Leviämismallilaskelmien kuvaus Päästöjen leviämismalleilla tutkitaan eri ilmansaasteiden kulkeutumista ilmakehässä ja ilmansaasteiden pitoisuuksien muodostumista tutkimusalueelle. Malleihin sisältyy usein myös laskentamenetelmiä, joiden avulla voidaan kulkeutumisen lisäksi tarkastella ilmansaasteiden muuntumista ja kemiallisia reaktioita ilmakehässä sekä poistumista ilmakehästä laskeumana. Tässä tutkimuksessa käytettiin Ilmatieteen laitoksella kehitettyjä leviämismalleja tieliikenteen päästöjen leviämisen kuvaamiseen ja ilmanlaatuvaikutusten arvioimiseen. Ilmatieteen laitoksen leviämismalleja on kehitetty pitkäjänteisesti yli kolmenkymmenen vuoden ajan tavoitteena tuottaa luotettavaa tietoa ilmanlaadusta erityisesti Suomen olosuhteissa mm. kaupunki- ja liikennesuunnittelun ja ilmansuojelutoimenpiteiden suunnittelun tueksi sekä pitoisuuksien ja väestön altistumisen arvioimiseksi. Mallien toimintaa on kehitetty lukuisissa tutkimusprojekteissa, ja verifiointitutkimusten mukaan mallinnusten tulokset on todettu hyvin yhteensopiviksi Suomen taajamien ja teollisuusympäristöjen ilmanlaadun mittaustulosten kanssa. Nykyisissä Ilmatieteen laitoksen leviämismalleissa kuvataan tarkasti päästökohdassa tapahtuvaa mekaanista ja lämpötilaeroista johtuvaa nousulisää, lähimpien esteiden aiheuttamaa savupainumaa, ilmassa tapahtuvia päästöaineiden kemiallisia prosesseja sekä ilmansaasteiden poistumamekanismeja ilmakehästä. Malleihin sisältyy laskentamenetelmä typenoksidien kemialliselle muutunnalle. Liikenteen ja energiantuotannon typenoksidipäästöt koostuvat typpidioksidista sekä typpimonoksidista, jota on valtaosa päästöistä. Osa typpimonoksidista hapettuu ilmassa terveydelle haitallisemmaksi typpidioksidiksi.

13 Viivalähdemalli CAR-FMI Tässä selvityksessä autoliikenteen päästöjen aiheuttamia ilmanlaatuvaikutuksia arvioitiin viivalähdemallilla CAR-FMI (Contaminants in the Air from a Road; Karppinen, 2001; Härkönen ym., 2001). Tällä leviämismallilla voidaan arvioida ilmansaasteiden pitoisuuksia ja laskeumaa avoimien liikenneväylien lähialueilla. Kaaviokuva leviämismallin toiminnasta on esitetty kuvassa B. Leviämismallien lähtötiedoiksi tarvitaan tietoja päästöistä ja niiden lähteistä, mittaamalla ja mallittamalla saatuja tietoja ilmakehän tilasta sekä tietoja ilmansaasteiden taustapitoisuudesta tutkimusalueella. Lisäksi lähtötiedoiksi tarvitaan erilaisia paikkatietoja, kuten tietoja maanpinnan muodoista ja maanpinnan laadusta sekä tietoa päästölähteiden sijainnista. Liikenteen päästölaskennassa otetaan huomioon liikennemäärät ja niiden tunneittainen vaihtelu, erityyppisten ajoneuvojen osuudet liikennemääristä, liikennevirtojen nopeudet ja ajoneuvokohtaiset nopeusriippuvaiset päästökertoimet. Pistemäisten lähteiden päästöjen laskennassa otetaan huomioon lähdekohtaiset päästöt, savukaasujen ominaisuudet ja laitoksen tekniset tiedot. Leviämislaskelmia varten muodostetaan kaikille eri päästölähteille päästöaikasarjat, joissa on jokaiselle tarkastelujakson tunnille (1 3 vuotta, tuntia) laskettu päästömäärä erikseen eri ilmansaasteille. Leviämismallin tarvitseman meteorologisen aikasarjan muodostuksessa käytetään Ilmatieteen laitoksella kehitettyä meteorologisten tietojen käsittelymallia, joka perustuu ilmakehän rajakerroksen parametrisointimenetelmään (Karppinen, 2001). Menetelmän avulla voidaan meteorologisten rutiinihavaintojen ja fysiikan perusyhtälöiden avulla arvioida rajakerroksen tilaan vaikuttavat muuttujat, joita tarvitaan ilmansaasteiden leviämismallilaskelmissa. Tarvittavat mittaustiedot saadaan Ilmatieteen laitoksen havaintotietokantaan tallennetuista sää-, auringonpaiste- ja radioluotaushavainnoista. Menetelmässä otetaan huomioon tutkimusalueen paikalliset tekijät, kuten leviämisalustan rosoisuus ja vuodenaikaiset albedoarvot (maanpinnan kyky heijastaa auringon säteilyä) eri maanpinnan laaduille. Laskelmissa käytetään yleensä 1 3 vuoden pituista tutkimusalueen sääolosuhteita edustavaa meteorologista aineistoa. Laskelmissa käytettäviksi sääasemiksi valitaan tutkimusaluetta lähimpänä sijaitsevat sääasemat, joilla mitataan kaikkia mallin tarvitsemia suureita. Tuulen suunta- ja nopeustiedot muodostetaan kahden tai useamman sääaseman havaintojen etäisyyspainotettuna tilastollisena yhdistelmänä. Lopputuloksena saadaan leviämismalleissa tarvittavien meteorologisten tietojen tunneittaiset aikasarjat. Meteorologisen aikasarjan valmistelee aina siihen erikoistunut meteorologi.

14 11 Päästötiedot Meteorologiset tiedot Muut lähtötiedot Päästöjen laskenta Meteorologisten tietojen käsittelymalli Päästöaikasarja Meteorologinen aikasarja Paikkatiedot Tarkastelupisteet Leviämismalli Pitoisuuksien tunneittainen aikasarja Tilastollinen käsittely Tilastolliset tunnusluvut Graafinen käsittely Alueelliset pitoisuusjakaumat Kuva B. Kaaviokuva Ilmatieteen laitoksella kehitetyn leviämismallin (viivalähdemalli CAR-FMI) toiminnasta. Leviämismallit laskevat ilmansaasteiden pitoisuuksia tarkastelujakson jokaiselle tunnille laskentapisteikköön, joka muodostetaan kullekin tutkimusalueelle sopivaksi. Laskentapisteitä on yleensä useita tuhansia, ja niiden etäisyys toisistaan vaihtelee muutamasta kymmenestä metristä satoihin metreihin riippuen tutkimusalueen koosta ja tarkasteltavista kohteista. Mallin tuottamasta pitoisuusaikasarjasta lasketaan ilmanlaadun raja- ja ohjearvoihin verrannollisia tilastollisia suureita, jotka esitetään raportissa mm. pitoisuuksien aluejakaumakuvina ja taulukkoina Suspensiopäästömalli Hengitettävien hiukkasten pitoisuuksien laskelmissa käytettiin suspensiopäästömallia, jolla kuvataan katujen pölyämisen vaikutusta hiukkaspäästöön (Kauhaniemi ym., 2011). Suspensiopäästömalli perustuu Ruotsin Ilmatieteen laitoksen (SMHI) kehittämään hiukkaspäästömalliin (Omstedt ym., 2005). Alkuperäistä mallia on kehitetty soveltumaan myös ennusteiden laskemiseen. Katujen pölyämisestä ilmaan vapautuvan päästön määrää arvioidaan tiepölyhiukkasten suspensiopäästökertoimien ja liikennemäärien avulla. Suspensiopäästökerroin muodostuu referenssikertoimesta sekä tien pölymäärään vaikuttavista tekijöistä. Referenssikerroin on erilainen eri vuodenajoille (kesä/talvi), eri hiukkastyypeille (PM 10 /PM 2,5 ) ja eri liikenneympäristöille. Tässä työssä on

15 12 käytetty Omstedtin ym. (2005) Tukholmaan määrittämiä PM 10 -referenssikertoimia (kesä: 200 µg/ajoneuvo/m; talvi: µg/ajoneuvo/m). Tienpinnan kosteus säätelee hiukkasten nousemista tienpinnalta ilmaan. Malli arvioi tien pinnan kosteutta sademäärän, haihdunnan ja valunnan avulla. Mallissa kuvitteellinen tien pölykerros kasvaa kosteissa olosuhteissa nastarenkaiden aiheuttaman tien kulumisen ja hiekoituksen vuoksi, sillä pöly ei pääse vapautumaan ilmaan sateisina aikoina. Kuivana kautena liikenteen ja tuulen aiheuttama turbulenssi nostaa hiukkaset ilmaan pienentäen näin pölykerrosta. Tien pölykerros pienenee myös sateen aiheuttaman huuhtoutumisen seurauksena. Tien kulumisesta aiheutuvan pölykerroksen paksuus riippuu nastarenkaiden käytön määrästä. Suomessa nastarenkaiden osuus talvirenkaista on arvioitu olevan noin 80 % marras-huhtikuussa (Kupiainen, 2007). Suspensiopäästömallissa nastarenkaiden osuuden oletetaan kasvavan lineaarisesti nollasta maksimiin lokamarraskuun aikana ja vähenevän kohti nollaa huhtikuun aikana. Tien hiekoituksesta aiheutuva pölykerros määräytyy mallissa meteorologisten muuttujien mukaan. Pölykerros kasvaa päivinä, jolloin on liukkaat olosuhteet. Liukkaat olosuhteet määritetään mitatun lämpötilan, kastepistelämpötilan ja sademäärän avulla. Lopullinen suspensiosta aiheutuva tieosakohtainen hiukkaspäästö (µg/m/s) saadaan kertomalla suspensiopäästökerroin liikennemäärällä. PM 10 -päästön leviäminen ympäristöönsä lasketaan edelleen CAR-FMI -viivalähdemallilla. Tuloksia tarkasteltaessa on huomioitava, että suspensiopäästömalli ei huomioi teiden suolausta, puhdistamista eikä pölyn sidontaa. 3.2 Leviämismallilaskelmien lähtötiedot Tässä tutkimuksessa tarkasteltiin autoliikenteen pakokaasupäästöjen ilmanlaatuvaikutuksia valtatien 13 lähiympäristössä välillä Lappeenranta Nuijamaa. Tutkimuksessa tarkasteltiin ulkoilman typpidioksidin (NO 2 ), pienhiukkasten (PM 2,5 ) ja hengitettävien hiukkasten (PM 10 ) pitoisuuksia. Selvityksessä tarkasteltiin nykytilannetta (vuosi 2013) ja kahta tulevaisuuden skenaariota vuosille 2020 ja Tulevaisuuden skenaarioissa huomioitiin ennustettu liikennemäärien kasvu koko seudulla ja valtatien 13 liikennemäärissä huomioitiin suunnitellun uuden maankäytön vaikutukset liikennemääriin perusennusteen mukaisesti. Tutkimuksen tarkastelualue on esitetty kartalla kuvassa C. Leviämislaskelmia varten katujen ja teiden autoliikenteen päästöistä muodostettiin viivalähteitä. Liikenneväylää kuvataan leviämismallissa peräkkäisinä lyhyinä viivoina, joista jokaisesta vapautuu ympäristöönsä erikseen laskettavan suuruinen päästö. Päästölaskelmat tehtiin Ilmatieteen laitoksella keskimääräisten vuorokausiliikennemäärien (KVL), raskaan liikenteen osuuksien, liikenteen tunneittaisen vaihtelun ja nopeusrajoitustiedon perusteella. Päästöt laskettiin ajoneuvotyyppikohtaisten päästökertoimien avulla, jotka perustuvat VTT:n päästölaskelmiin (VTT, 2013) ja CAR-FMI -mallia varten kehitettyihin ajoneuvojen nopeudesta riippuviin päästökerroinfunktioihin. Nykytilanteen laskelmissa käytettiin Euro 3 päästötasoa, vuoden 2020 laskelmissa Euro 4 päästötasoa ja vuoden 2030 laskelmissa Euro 5 päästötasoa. Euro 3 -päästötason voidaan katsoa edustavan nykyisen autokannan ja ajoneuvosuoritteiden päästötasoa (vuosimallit

16 ). Euro 4 on päästötaso, jossa oletetaan autokannan uusiutuneen siinä määrin, että kaikkien liikennöivien ajoneuvojen päästötaso vastaisi vuosina valmistuneiden autojen päästötasoa ja Euro 5 on päästötaso, joka vastaisi vuonna 2010 ja sen jälkeen valmistuneiden autojen päästötasoa (VTT, 2013). Kuva C. Tutkimusalue kartalla (sininen rajaus). Tarkasteltava valtatien 13 tieosuus väliltä Lappeenranta Nuijamaa (Nuijamaantie) on merkitty kartalle punaisena. Mustat neliöt ovat Lappeenrannan seudun ilmanlaadun mittausasemia. Nykytilanteen tarkasteluvaihtoehdossa (vuosi 2013) henkilöautojen ajosuorite koostui suurimmaksi osaksi katalysaattorilla varustetuista bensiinikäyttöisistä ajoneuvoista, joiden osuus oli noin 61 % ajosuoritteesta. Ilman katalysaattoria olevien bensiinikäyttöisten henkilöautojen ajosuoriteosuus oli 4,5 % ja dieselkäyttöisten henkilöautojen 35 %. Tulevaisuudessa tiukkenevista päästönormeista ja ajoneuvojen ikääntymisestä johtuen niiden bensiinikäyttöisten henkilöautojen määrä ja ajosuorite tulevat entisestään pienenemään, missä ei ole lainkaan katalysaattoria. Muiden diesel- ja bensiinikäyttöisten ajoneuvojen ajosuoritteen muutoksen ennustaminen on vaikeampaa, sillä siihen vaikuttavat merkittävästi verotukselliset ohjauskeinot. Tässä työssä liikenteen päästölaskennan perusteena on käytetty tulevaisuuden laskentavaihtoehdoissa ajosuoritejakaumaa, jossa bensiinikäyttöisten katalysaattorittomien ajoneuvojen suoriteosuutta on pienennetty vuonna ,5 %:iin ja vuonna 2030 edelleen 1 %:iin. Katalysaattorilla varustettujen ajoneuvojen suoriteosuutta on vastaavasti tulevai-

17 14 suuden tarkasteluvaihtoehdoissa kasvatettu. Dieselkäyttöisten henkilöautojen suoriteosuuden on oletettu tulevaisuuden skenaarioissa kasvavan jopa 51 %:iin (Mäkelä & Auvinen, 2013). Liikenteen päästölaskelmat perustuivat Sito Oy:n ja Trafix Oy:n toimittamiin liikennemääräaineistoihin. Sito Oy toimitti valtatien 13 ja sen kanssa risteävien teiden liikennemäärät nykytilanteelle ja kahdelle tulevaisuuden skenaariolle perusennusteen mukaisesti ( tehty liikenne-ennuste). Valtatien 13 liikennemäärät on esitetty liittymäväleittäin taulukossa 3. Lopulliset liikenne-ennustemäärät tarkentuivat vasta mallilaskelmien valmistuttua toukokuun loppupuolella, joten mallilaskelmien lähtötietoina ei käytetty lopullista liikenne-ennusteaineistoa,, jossa vuoden 2030 keskimääräiset vuorokausiliikennemäärät olivat noin ajoneuvoa suuremmat ja raskaan liikenteen vuorokausiliikennemäärät noin 200 ajoneuvoa pienemmät kuin taulukossa 3 on esitetty. Valtatien 13 ulkopuolelta liikenteen päästöt huomioitiin karkeammalla tasolla koko Lappeenrannan alueen tieverkon osalta, jotta mallilaskelmilla saatavat pitoisuudet vastaisivat mahdollisimman hyvin todellisia epäpuhtauspitoisuustasoja alueella. Nämä koko Lappeenrannan alueen tieverkon liikennemäärätiedot vuodelta 2013 ja ennustevuodelta 2030 pohjautuvat Trafix Oy:n tuottamaan aineistoon. Kummassakin tulevaisuuden skenaariossa (2020 ja 2030) käytettiin Lappeenrannan tieverkolle samoja ennustevuoden liikennemääriä, joiden aiheuttamat päästöt otettiin laskennassa huomioon joko Euro 4 tai Euro 5 -päästötasolla. Mallilaskelmissa huomioituja viivalähteitä oli tutkimusalueella kaikkiaan kappaletta, noin km kokoisella alueella. Taulukko 3. Autoliikenteen päästölaskelmissa käytetyt valtatien 13 liikennemäärät eri liittymäväleillä ( tehdyn ennusteen mukaisesti). Taulukossa on esitetty keskimääräiset vuorokausiliikennemäärät (KVL; ajoneuvoa vuorokaudessa) ja sulkeissa raskaan liikenteen määrät (KVL; raskaita ajoneuvoja vuorokaudessa) eri laskentavaihtoehdoille. Liittymäväli (vt 13) 2013 ajon/vrk 2020 Euro 4 ajon/vrk 2030 Euro 5 ajon/vrk Mälkiä Mustola (850) (930) (1 250) Mustola Soskua (1 000) (1 080) (1 400) Soskua Laplandia (690) (780) (1 120) Laplandia Nuijamaan raja-asema (650) (730) (1 050) Liikenteen aikavaihtelutiedot saatiin Liikenneviraston Karhusjärven (LAM 533) ja Nuijamaan (LAM 582) liikenteen automaattisilta mittausasemilta (Tiira, 2013) ja ne on huomioitu kaikissa mallilaskelmissa vuoden 2013 tietojen mukaisina. Nuijamaan rajanylityspaikan kohdalla hitaasti etenevää liikennettä kuvattiin mallissa niin, että rajan läheisyydessä liikennevirran oletettiin etenevän nopeudella 10 km/h (nopeusrajoitus 30 km/h). Lisäksi kaikkien Venäjän suuntaan kulkevien autojen oletettiin pysähtyvän raja-asemalle, jolloin saatiin huomioitua autojen käynnistyspäästöt. Raskaan liikenteen mahdollista jonoutumista ei tässä

18 15 tarkastelussa erikseen huomioitu. Rekkajonot ovat viime vuosina vähentyneet merkittävästi Nuijamaan rajanylityspaikalla. Rajaliikennetilastojen ( mukaan Nuijamaan raja-asemalla esiintyi vuonna 2013 useiden kilometrien mittaisia rekkajonoja vain 15 kertaa ja rekkajonon maksimipituus oli tällöinkin yleensä alle 3 km. Jatkossa rekat tullaan keskittämään raja-aseman rekkaparkkiin ja rekkajonon muodostuminen sallitaan poikkeustapauksissa (muutaman kerran vuodessa) ainoastaan Nuijamaan eritasoliittymän ja raja-aseman väliselle alueelle. Leviämismallilaskelmissa on oletettu autoliikenteen typenoksidipäästöistä (NO x ) olevan keskimäärin 20 % typpidioksidia (NO 2 ) kaikissa kolmessa tarkasteluvaihtoehdossa (Anttila ym., 2011). Typpidioksidipäästöjen osuus pakokaasujen typenoksidipäästöistä on oletettu samaksi kaikissa tarkasteluvaihtoehdoissa, koska typpidioksidipäästöjen osuuden kehittymisen ennustamiseen liittyy paljon epävarmuustekijöitä. Autoliikenteen aiheuttamat kokonaispäästöt koko liikenneverkolta eri tarkasteluvaihtoehdoissa on esitetty taulukossa 4. Nykytilanteen ja vuoden 2020 typenoksidien kokonaispäästömäärät ovat keskenään lähes samansuuruiset ja vuoden 2030 päästömäärät vain vähän pienemmät kuin nykytilanteessa. Hiukkasten kokonaispäästömäärissä vuoden 2020 päästöt on vähän pienemmät kuin nykytilanteen ja vuoden 2030 päästöt. Vaikka liikennemäärät kasvavat tulevaisuuden ennusteissa merkittävästi, niin ajoneuvokohtaiset päästöt vastaavasti pienenevät tulevaisuudessa autokannan uudistuessa ja uusien autojen päästönormien tiukentuessa. Liikenteen päästöjen laskennassa käytetyt keskimääräiset vuorokausiliikennemäärät ja päästöjen leviämislaskelmissa käytetyt tiekohtaiset typenoksidipäästöt on esitetty raportin lopussa liitekuvissa 1 3 ja pakokaasuperäisten pienhiukkasten päästöt liitekuvissa 4 6. Taulukko 4. Leviämislaskelmissa käytetyt koko liikenneverkon aiheuttamat typenoksidipäästöt sekä liikenteen pakokaasuista ja teiden pölyämisestä aiheutuvat hiukkaspäästöt eri skenaarioissa. Päästöt (t/a) Euro Euro 5 Typenoksidipäästöt (NO x ) Hiukkaspäästöt pakokaasuista (PM 2,5 ) Hiukkaspäästöt pölyämisestä (PM 10 ) Hiukkaspäästöt yhteensä (PM 10 ) Tutkimusalueen tieverkon päästöjen lisäksi mallilaskelmissa on huomioitu alueellinen typpidioksidin, pienhiukkasten ja otsonin taustapitoisuus vuosilta Typpidioksidin taustapitoisuus on alueella vuosikeskiarvona noin 6 μg/m³. Mittaustulokset saatiin Virolahden taustailmanlaadun mittausaseman tuloksista. Typenoksidipäästöjen muutunnan kuvaamiseen käytettiin Virolahden taustailmanlaadun mittausaseman otsonihavaintoja. Hengitettävien hiukkasten

19 16 mallilaskelmissa käytettiin taustapitoisuutena Lappeenrannan Lauritsalan mittausasemalla mitattuja hengitettävien hiukkasten pitoisuuksia. Tällä saatiin mallilaskelmissa huomioitua muiden päästölähteiden kuten paikallisen teollisuuden ja pienpolton (takat, saunankiukaat jne.) aiheuttamia hiukkaspitoisuuksia. Hengitettävien hiukkasten taustapitoisuus on alueella vuosikeskiarvona noin 14 μg/m³. Taustapitoisuuksina käytettiin pitoisuuksien kuukausittain laskettuja tunneittaisia keskiarvoja, joilla pyrittiin kuvaamaan taustapitoisuuksien vuorokauden sisäistä vaihtelua (Ilmanlaatuportaali 2014). Tutkimusalueen ilmastollisia olosuhteita edustava meteorologinen aikasarja muodostettiin Lappeenrannan lentoaseman ja Lappeenrannan Lepolan sääasemien vuosien havainnoista. Sekoituskorkeuden määrittämiseen käytettiin Jokioisten observatorion radioluotaushavaintoja samoilta vuosilta. Kuvassa D on esitetty tuulen suunta- ja nopeusjakaumat tutkimusalueella. Lounaistuulet ovat tutkimusalueella vallitsevia. Kuva D. Tuulen suunta- ja nopeusjakauma tutkimusalueella vuosina Lasketut tuulitiedot kuvaavat olosuhteita 10 metrin korkeudella maan pinnasta. Päästöjen aiheuttamat pitoisuudet laskettiin pisteikköön, jossa oli laskentapistettä. Laskentapisteikön pisteet olivat tiheimmillään 10 metrin etäisyydellä toisistaan ja harvimmillaan tutkimusalueen reunoilla 100 metrin etäisyydellä toisistaan. Tutkimuksessa tarkasteltiin liikenteen päästöjen aiheuttamia ulkoilman typpidioksidipitoisuuksia ja hengitettävien hiukkasten pitoisuuksia maanpintatasolla. Mallin tuottamasta kolmen vuoden ( ) tunneittaisesta pitoisuusaikasarjasta laskettiin ilmanlaadun raja- ja ohjearvoihin verrannollisia tilastollisia suureita.

20 17 4 TULOKSET 4.1 Typpidioksidipitoisuudet Leviämismallilaskelmien tuloksina saatujen ulkoilman typpidioksidipitoisuuksien alueellinen vaihtelu Nuijamaantien (vt 13) lähiympäristössä maanpintatasossa on esitetty raportin lopussa olevissa liitekuvissa Korkeimmillaan typpidioksidipitoisuudet ovat vilkkaimmin liikennöityjen väylien varsilla sekä risteysalueilla, ja pitoisuudet pienenevät kun etäisyys väylistä kasvaa. Typpidioksidipitoisuudet jäävät koko tutkimusalueella alle ilmanlaadun ohje- ja rajaarvojen kaikissa tarkasteluvaihtoehdoissa. Korkeimmat pitoisuudet muodostuvat valtatien 6 varrelle, missä kulkevat tutkimusalueen suurimmat liikennemäärät: nykytilanteessa noin ajoneuvoa ja tulevissa tilanteissa jopa ajoneuvoa vuorokaudessa. Nuijamaantiellä liikennemäärät ovat selvästi tätä pienempiä kaikissa tarkasteluvaihtoehdoissa, mistä syystä myös tien varrelle muodostuvat typpidioksidipitoisuudet ovat matalampia kuin valtatien 6 varrella. Nuijamaantien varrella typpidioksidipitoisuus on leviämismallilaskelmien mukaan vuositasolla noin 8 10 µg/m³ kaikissa tarkastelluissa skenaarioissa. Muutamien satojen metrien etäisyydellä väylästä pitoisuudet putoavat lähes taustapitoisuuden tasolle. Raja-aseman seudulla pitoisuudet ovat muuta ympäristöä korkeampia. Rajaaseman kohdalla hitaasti liikkuvilla ja pysähtelevillä ajoneuvoilla on korkeammat ajoneuvokohtaiset päästöt kuin valtatiellä tasaista nopeutta (80 km/h) kulkevalla liikennevirralla. Tällöin sama liikennemäärä aiheuttaa raja-aseman seudulle korkeampia pitoisuuksia kuin valtatien varrelle. Raskaan liikenteen mahdollista jonoutumista ei tässä tarkastelussa mallinnettu erikseen, koska rekkajonot ovat viime vuosina merkittävästi vähentyneet Nuijamaan rajanylityspaikalla. Jatkossa rekkajonon muodostuminen sallitaan ainoastaan poikkeustapauksissa muutaman kerran vuodessa. Rekkajonon aikana päästöt lisääntyvät sekä jonossa seisovien ajoneuvojen tyhjäkäynnin vuoksi että muiden kaistojen hidastuvan liikenteen vuoksi. Tällaisten tilanteiden aikana typpidioksidipitoisuudet voivat hetkellisesti kohota merkittävästi liitekuvissa esitetyistä pitoisuustasoista, etenkin jos rekat jonoutuvat päästöjen laimenemisen ja leviämisen kannalta epäedullisten säätilanteiden vallitessa. Eri tarkasteluvaihtoehtojen (nykytilanne, vuosi 2020, vuosi 2030) väliset pitoisuuserot ovat melko pieniä (liitekuvat 7 12). Vaikka liikennemäärät kasvavat voimakkaasti tulevaisuuden skenaarioissa, niin samalla ajoneuvokohtaiset päästöt pienenevät merkittävästi ja tällöin pitoisuustasoihin vaikuttavat erisuuntaiset muutokset kumoavat toisensa. Leviämismallilaskelmilla saadut tutkimusalueen korkeimmat typpidioksidipitoisuudet eri tarkasteluvaihtoehdoissa verrattuna typpidioksidipitoisuuden raja- ja ohjearvoihin on esitetty kuvassa E. Pitoisuudet eivät missään tarkasteluvaihtoehdossa ylitä typpidioksidipitoisuuden raja- tai ohjearvoja, mutta vuoden 2020 tarkastelussa pitoisuus on enimmillään aivan ohjearvotasolla Tutkimusalueen korkeimmat pitoisuusarvot esiintyvät yksittäisissä laskentapisteissä liikenneväylillä, missä raja-arvot eivät ole voimassa. Typpidioksidipitoisuuden vuorokausikeskiarvolle annetut ohjearvot ylittyvät tyypillisesti kaupunkien keskustoissa, kuten Lappeenrannan keskustassakin, mutta

21 18 vuosikeskiarvolle annetut raja-arvot ovat Suomessa ylittyneet ainoastaan Helsingin keskustassa. Kuva E. Leviämismallilaskelmilla saadut tutkimusalueen korkeimmat typpidioksidipitoisuudet verrattuna ilmanlaadun raja- ja ohjearvoihin. Korkeimmat pitoisuudet muodostuivat valtatien 6 kohdalle. 4.2 Pienhiukkasten ja hengitettävien hiukkasten pitoisuudet Leviämismallilaskelmien tuloksina saatujen ulkoilman pienhiukkasten (PM 2,5 ) ja hengitettävien hiukkasten (PM 10 ) pitoisuuksien alueellinen vaihtelu Nuijamaantien lähiympäristössä maanpintatasossa on esitetty raportin lopussa liitekuvissa Korkeimmillaan hiukkaspitoisuudet ovat vilkkaimmin liikennöityjen väylien varsilla sekä risteysalueilla, mutta pitoisuudet pienenevät nopeasti kun etäisyys väylistä kasvaa. Korkeimmat pitoisuudet muodostuvat valtatien 6 varrelle, valtateiden 6 ja 13 risteysalueelle sekä Nuijamaantien Lappeenrannan puoleiseen päähän. Näillä alueilla kulkevat tutkimusalueen suurimmat liikennemäärät kaikissa kolmessa tarkasteluvaihtoehdossa. Pienhiukkasten (PM 2,5 ) pitoisuudet jäävät selvästi alle vuosikeskiarvopitoisuudelle annetun raja-arvon 25 µg/m³ muualla tutkimusalueella, paitsi nykytilanteen tarkasteluvaihtoedossa yksittäisissä laskentapisteissä Nuijamaantiellä (liitekuvat 13 15). vastaavasti. Raja-arvot eivät ole voimassa liikenneväylillä. Nuijamaantien varrella pienhiukkasten pitoisuus on vuositasolla noin 7 8 µg/m³ kaikissa tarkastelluissa skenaarioissa. Pienhiukkaspitoisuuden vuorokausikeskiarvoille annettu suosituksenomainen WHO:n ohjearvo ylittyy Nuijamaan raja-aseman lähettyvillä ja nykytilanteen tarkastelussa myös Nuijamaantien Lappeenrannan puoleisessa päässä

22 19 (liitekuvat 16 18). Kaukokulkeumaepisodien aikana WHO:n pienhiukkasten vuorokausiohjearvo ylittyy kaupunkiympäristöissä herkästi. Hengitettävien hiukkasten pitoisuudet (PM 10 ) jäävät alle vuosikeskiarvopitoisuudelle annetun raja-arvon (40 µg/m³) kaikissa tarkasteluvaihtoehdoissa, mutta ylittävät vuorokausipitoisuudelle annetun ohjearvon (70 µg/m³). Liikennemäärät pienenevät valtatiellä 13 Lappeenrannasta Nuijamaata kohti mentäessä ja hengitettävien hiukkasten pitoisuudet pienenevät tien varrella vastaavasti. Nuijamaantien varrella hengitettävien hiukkasten pitoisuus on vuositasolla noin µg/m³ kaikissa tarkastelluissa skenaarioissa. Muutamien satojen metrien etäisyydellä väylästä hengitettävien hiukkasten pitoisuudet putoavat lähes taustapitoisuuden tasolle (liitekuvat 19 24). Raja-aseman seudulla pitoisuudet ovat muuta ympäristöä korkeampia. Rajaaseman kohdalla hitaasti liikkuva ja pysähtelevä liikennevirta aiheuttaa rajaaseman seudulle korkeampia pienhiukkasten ja hengitettävien hiukkasten pitoisuuksia kuin valtatien varrelle. Raskaan liikenteen mahdollista jonoutumista ei tässä tarkastelussa mallinnettu erikseen. Jatkossa rekkajonon muodostuminen sallitaan ainoastaan poikkeustapauksissa muutaman kerran vuodessa. Rekkajonon aikana päästöt lisääntyvät sekä jonossa seisovien ajoneuvojen tyhjäkäynnin vuoksi että muiden kaistojen hidastuvan liikenteen vuoksi. Tällaisten tilanteiden aikana pienhiukkasten ja hengitettävien hiukkasten pitoisuudet voivat hetkellisesti kohota liitekuvissa esitetyistä pitoisuustasoista. Hiukkaspitoisuudet voivat kohota merkittävästi, jos rekat jonoutuvat päästöjen laimenemisen ja leviämisen kannalta epäedullisten säätilanteiden vallitessa tai voimakkaiden kaukokulkeumaepisodien vallitessa. Leviämismallilaskelmilla saadut tutkimusalueen korkeimmat hengitettävien hiukkasten pitoisuudet eri tarkasteluvaihtoehdoissa verrattuna vastaaviin ilmanlaadun raja- ja ohjearvoihin on esitetty kuvassa F. Tarkasteluvaihtoehtojen väliset pitoisuuserot ovat melko pieniä (liitekuvat 13 24). Vaikka liikennemäärät kasvavat voimakkaasti tulevaisuuden skenaarioissa, niin samalla ajoneuvokohtaiset päästöt pienenevät merkittävästi ja tällöin pitoisuustasoihin vaikuttavat erisuuntaiset muutokset kumoavat toisensa. Tutkimusalueen kaikkein korkeimmat pitoisuusarvot esiintyvät yksittäisissä laskentapisteissä liikenneväylillä, missä raja-arvot eivät ole voimassa. Raja- ja ohjearvoylityksiä ei leviämislaskelmien tulosten mukaan esiintynyt väylien ulkopuolella. Hengitettävien hiukkasten pitoisuudet ovat usein koholla katupölyepisodien aikaan, jolloin ohjearvot tyypillisesti ylittyvät vilkkaasti liikennöityjen väylien läheisyydessä. Katupölyepisodeja esiintyy tyypillisesti keväällä maalis huhtikuussa sekä loppusyksystä talvirengaskauden alettua. Tässä tutkimuksessa katupölyn aiheuttamia hengitettävien hiukkasten pitoisuuksia on kuvattu käyttämällä päästölaskennassa suspensiopäästömallia. Tuloksia tarkasteltaessa on kuitenkin huomioitava, että suspensiopäästömalli ei huomioi todellisia hiekoitusmääriä, teiden suolausta, puhdistamista eikä pölyn sidontaa, vaan mallissa joudutaan tekemään yksinkertaistuksia arvioitaessa syntyvän pölyn määrää. Korkeiden hiukkaspitoisuuksien muodostumiseen voidaan merkittävästi vaikuttaa paikallisilla toimenpiteillä katujen kunnossapidossa ja siivouksessa. Erilaisia katupölyn vähentämismenetelmiä on esitelty esim. julkaisussa Komppula, ym

23 20 Kuva F. Leviämismallilaskelmilla saadut tutkimusalueen korkeimmat hengitettävien hiukkasten pitoisuudet verrattuna ilmanlaadun raja- ja ohjearvoihin. Korkeimmat pitoisuudet muodostuivat valtatien 6 kohdalle. Kuva Jatta Salmi Kuva G. Paikallisista olosuhteista johtuvia korkeita hiukkaspitoisuuksia on vaikea mallimenetelmin arvioida. Kuva Nuijamaan raja-asemalta, jossa ohi ajanut raskas ajoneuvo nostatti kuvan taka-alalla näkyvän pölypilven.

24 21 Kaukokulkeumalla on myös merkittävä vaikutus hiukkasten pitoisuuksiin Suomessa. Kaukokulkeutuvat hiukkaset ovat pienhiukkasia (PM 2,5 ), ja korkeimmat pienhiukkaspitoisuudet havaitaankin yleensä kaukokulkeumaepisodien aikana, kun ilmavirtaukset ovat etelän tai idän suuntaisia (mm. Venäjän ja Itä-Euroopan metsäpalojen aiheuttamat kohonneet pienhiukkaspitoisuudet). Korkeat pienhiukkaspitoisuudet kohottavat myös hengitettävien hiukkasten (PM 10 ) pitoisuustasoja, koska pienhiukkaset sisältyvät hengitettävien hiukkasten kokoluokkaan. Mallilaskelmissa kaukokulkeumaepisodien aiheuttamia korkeita pitoisuuksia on kuitenkin vaikea saada näkyviin todenmukaisesti, koska taustapitoisuudet huomioidaan mallissa keskiarvopitoisuuksina, jolloin yksittäiset korkeat pitoisuuspiikit jäävät huomioimatta. Hetkellisesti pienhiukkasten ja hengitettävien hiukkasten pitoisuudet voivat olla huomattavasti suurempia kuin nyt karttakuvissa esitetyt pitoisuustasot. 4.3 Pitoisuudet verrattuna ilmanlaadun mittaustuloksiin Leviämismallituloksia ja mallilaskelmissa käytettyjen lähtötietojen oikeellisuutta tulisi arvioida vertaamalla mallinnettuja pitoisuuksia mitattuihin pitoisuuksiin. Mitä useamman mittausaseman tuloksiin mallilaskelmia on mahdollisuus verrata, sitä kattavampi kuva mallin toimivuudesta erityyppisissä ympäristöissä saadaan. Tulevan tilanteen malliskenaarioiden osalta tulosten oikeellisuuden arviointi on vaikeampaa, koska mallinnetut pitoisuudet eivät sellaisenaan ole vertailukelpoisia mittaustuloksiin, jotka edustavat nykytilanteen ilmanlaatua. Imatran kaupungin Ympäristö- ja tutkimusyksikkö vastaa Lappeenrannan ilmanlaadun mittausasemista. Vuosina typpidioksidipitoisuuksia mitattiin neljällä, pienhiukkasia kahdella ja hengitettäviä hiukkasia kolmella mittausasemalla (Ilmanlaatuportaali, 2014). Ilmatieteen laitoksen Asiantuntijapalvelut mittasi helmi huhtikuussa 2014 typen oksidien ja hengitettävien hiukkasten pitoisuuksia siirrettävällä mittausasemalla Nuijamaalla, noin 1,5 kilometrin etäisyydellä Nuijamaan raja-asemasta (Saari, ym. 2014). Ilmanlaadun mittausasemien sijainti on esitetty kuvassa C. Leviämismallilla laskettiin kaikkien näiden viiden ilmanlaadun mittausaseman kohdalle, asemien mittauskorkeudelle, syntyvät typpidioksidin ja hengitettävien hiukkasten pitoisuudet vuosina Näitä pitoisuuksia verrattiin kullakin asemalla samana ajanhetkenä mitattuihin todellisiin pitoisuuksiin. Nuijamaan mallinnettuja pitoisuuksia verrattiin suuntaa-antavasti Nuijamaalla keväällä 2014 suoritettuihin ilmanlaadun mittauksiin. Koska Nuijamaan mittaukset edustivat eri ajanjaksoa kuin mallinnetut pitoisuudet eivät malli- ja mittaustulokset ole keskenään suoraan vertailukelpoisia.

25 22 Kuva Jatta Salmi Kuva H Ilmatieteen laitoksen siirrettävä ilmanlaadun mittausasema Nuijamaantien varrella, Laplandia-marketin pysäköintialueen kupeessa. Kuvassa I on esitetty typpidioksidin mitatut ja mallinnetut vuosiraja-arvoon (40 µg/m³) verrannolliset pitoisuudet ja kuvassa J typpidioksidin vuorokausiohjearvoon (70 µg/m³) verrannolliset pitoisuudet kullakin mittausasemalla. Kuvissa K ja L on puolestaan esitetty pienhiukkasten ja hengitettävien hiukkasten mitatut ja mallinnetut vuosiraja-arvoihin (25 ja 40 µg/m³) verrannolliset pitoisuudet. Kuvassa M on esitetty hengitettävien hiukkasten vuorokausiohjearvoon (70 µg/m³) verrannolliset pitoisuudet. Kuva I. Mitatut ja mallinnetut typpidioksidin vuosiraja-arvoon (40 µg/m³) verrannolliset pitoisuudet Lappeenrannan ilmanlaadun mittausasemilla eri vuosina.

26 23 Kuva J. Mitatut ja mallinnetut typpidioksidin vuorokausiohjearvoon (70 µg/m³) verrannolliset pitoisuudet Lappeenrannan mittausasemilla eri vuosina. Vuoden 2014 mittaus Nuijamaalla on kolmen mittauskuukauden ohjearvoon verrannollisten tulosten keskiarvo. Kuva K. Mitatut ja mallinnetut pienhiukkasten (PM 2,5 ) vuosiraja-arvoon (25 µg/m³) verrannolliset pitoisuudet Lappeenrannan ilmanlaadun mittausasemilla eri vuosina.

27 24 Kuva L. Mitatut ja mallinnetut hengitettävien hiukkasten (PM 10 ) vuosiraja-arvoon (40 µg/m³) verrannolliset pitoisuudet Lappeenrannan ilmanlaadun mittausasemilla eri vuosina. Kuva M. Mitatut ja mallinnetut hengitettävien hiukkasten (PM 10 ) vuorokausiohjearvoon (70 µg/m³) verrannolliset pitoisuudet Lappeenrannan ilmanlaadun mittausasemilla eri vuosina. Vuoden 2014 mittaus Nuijamaalla on kolmen mittauskuukauden ohjearvoon verrannollisten tulosten keskiarvo. Typpidioksidin, pienhiukkasten ja hengitettävien hiukkasten mitatut ja mallinnetut vuosikeskiarvopitoisuudet jäävät alle raja-arvojen. Myös vuorokausiohjearvoon verrannolliset typpidioksidipitoisuudet jäävät alle ohjearvon. Typpidioksidilla mitattujen ja mallinnettujen vuosikeskiarvopitoisuuksien ero oli 1 29 % ja vuorokausikeskiarvopitoisuuksien ero %. Pienhiukkasilla mitattujen ja mallinnettujen vuosikeskiarvopitoisuuksien oli korkeimmillaan 12 % vuonna 2010, mutta muina vuosina ero oli pienempi. Hengitettävillä hiukkasilla mitattujen ja

28 25 mallinnettujen vuosikeskiarvopitoisuuksien ero oli 2 21 % ja vuorokausikeskiarvopitoisuuksien ero %. Valtioneuvoston ilmanlaatuasetuksen (Vna 38/2011) mukainen laatutavoite mallintamisen epävarmuudelle on typpidioksidipitoisuuksien vuosikeskiarvolle 30 % ja vuorokausikeskiarvolle 50 % sekä hiukkasten vuosikeskiarvolle 50 %. Epävarmuus määritetään enimmäispoikkeamana mitatuista ja mallinnetuista raja-arvoihin verrannollisista pitoisuuksista ottamatta huomioon tapahtumien ajoitusta. Tämän vertailun perusteella nyt suoritetut leviämismallilaskelmat täyttävät ilmanlaatuasetuksen mukaisen laatutavoitteen mallintamisen epävarmuudelle. Ilmatieteen laitoksen siirrettävällä mittausasemalla Nuijamaalla mitattuja pitoisuuksia vertailtiin myös kuukausikeskiarvojen tasolla samaan pisteeseen leviämismallilaskelmilla saatujen pitoisuuksien kanssa. Vertailu on suuntaa-antava, koska mittaukset ja mallinnus on tehty eri ajanjaksoille. Pitoisuuksista voidaan kuitenkin todeta, että mallintamalla saadaan todellisten mittausten kanssa samaa suurusluokkaa olevia pitoisuuksia, joten mallilaskelmin saatuja pitoisuuksia voidaan pitää hyvin tutkimusaluetta edustavina. Pitoisuudet vaihtelevat vuosittain luontaisesti, joten mitattujen ja mallinnettujen pitoisuuksien ero mahtuu luontaisen vaihtelun piiriin. Kuva N. Mitatut ja mallinnetut typpidioksidin (NO 2 ) kuukausikeskiarvot Ilmatieteen laitoksen Nuijamaan ilmanlaadun mittausasemalla. Vertailu on suuntaa-antava, koska mittauksia ja mallilaskelmia ei ole tehty samalle ajanjaksolle.

29 26 Kuva O. Mitatut ja mallinnetut hengitettävien hiukkasten (PM 10 ) kuukausikeskiarvot Ilmatieteen laitoksen Nuijamaan ilmanlaadun mittausasemalla. Vertailu on suuntaaantava, koska mittauksia ja mallilaskelmia ei ole tehty samalle ajanjaksolle. Leviämismalleilla ja mittauksilla saatujen pitoisuuksien eroon vaikuttavat malleissa käytettyjen lähtötietojen oikeellisuus, itse mallin toiminta ja mittausepävarmuudet. Vaikka tässä tutkimuksessa käytettiin hengitettävien hiukkasten pitoisuuslaskennassa apuna suspensiopäästömallia, jolla kuvataan katujen pölyämisen vaikutusta hiukkaspäästöön, mallilaskelmilla saadut hengitettävien hiukkasten lyhytaikaiset pitoisuudet jäivät pienemmiksi kuin mitatut pitoisuudet. Tämä voi osittain selittyä sillä, että suspensiopäästömalli ei huomioi todellisia hiekoitusmääriä eikä todellista teiden suolausta, puhdistamista eikä pölyn sidontaa, vaan malliin joudutaan näistä tekemään karkeita arvioita ja yleistyksiä. Suomen eräiden kaupunkien keväisiä katupölystä aiheutuvia hiukkaspitoisuuksien on vertailtu selvityksessä Komppula, ym., 2012, missä oli mukana myös Lappeenrannan ilmanlaadun mittausasemia. Tehdyn vertailun mukaan Lappeenrannassa hengitettävien hiukkasten pitoisuudet voivat ajoittain olla korkeampia kuin esimerkiksi pääkaupunkiseudulla tai muissa Lappeenrantaa suuremmissa kaupungeissa. Tällaisia paikallisista olosuhteista johtuvia korkeita hiukkaspitoisuuksia on vaikea mallimenetelmin arvioida. Mallilaskelmissa ei myöskään saada todenmukaisesti näkyviin kaikkia kaukokulkeumaepisodien aiheuttamia hetkellisiä korkeita pitoisuuksia, koska taustapitoisuudet huomioidaan mallissa keskiarvopitoisuuksina.

30 27 5 YHTEENVETO JA JOHTOPÄÄTÖKSET Tässä selvityksessä tarkasteltiin päästöjen leviämismallilaskelmilla liikenteen aiheuttamia ilmanlaatuvaikutuksia Nuijamaatien lähialueella eli valtatien 13 varrella välillä Lappeenranta Nuijamaa. Selvityksessä tarkasteltiin nykytilannetta ja kahta tulevaisuuden skenaariota vuosille 2020 ja Tulevaisuuden skenaarioissa otettiin huomioon ennustettu liikennemäärien kasvu perusennusteen mukaisesti sekä autojen päästöjen ennustettu väheneminen moottoritekniikan kehittymisen myötä (päästötasot Euro 4 ja Euro 5). Tutkimuksessa tarkasteltiin ulkoilman typpidioksidin (NO 2 ), pienhiukkasten (PM 2,5 ) ja hengitettävien hiukkasten (PM 10 ) pitoisuuksia. Laskelmat tehtiin liikenteen päästöjen leviämisen mallintamiseen kehitetyllä leviämismallilla CAR-FMI. Hengitettävien hiukkasten pitoisuutta tarkasteltaessa käytettiin lisäksi suspensiopäästömallia, jolla kuvataan katujen pölyämisen vaikutusta hiukkaspäästöön. Epäpuhtauksien pitoisuuksia ulkoilmassa säädellään ilmanlaadun ohje- ja rajaarvoilla. Ilmanlaadun ohjearvot tulisi ottaa huomioon esimerkiksi liikennesuunnittelussa, kaavoituksessa, rakennusten sijoittelussa ja teknisissä ratkaisuissa, jolloin pyritään etukäteen välttämään ihmisten pitkäaikainen altistuminen terveydelle haitallisen korkeille ilmansaasteiden pitoisuuksille. Terveysvaikutusperusteiset ilmanlaadun raja-arvot ovat ohjearvoja sitovampia, eivätkä ne saa ylittyä alueella, joilla asuu tai oleskelee ihmisiä. Autoliikenteelle varatuilla väylillä raja-arvot eivät kuitenkaan ole voimassa. Typpidioksidin, pienhiukkasten ja hengitettävien hiukkasten pitoisuudet ovat leviämismallilaskelmien mukaan korkeimmillaan vilkkaimmin liikennöityjen teiden varsilla sekä niiden risteysalueilla, ja pitoisuudet pienenevät kun etäisyys liikenneväylistä kasvaa. Tutkimusalueen korkeimmat typpidioksidin, pienhiukkasten ja hengitettävien hiukkasten pitoisuudet muodostuvat kaikissa tarkasteluvaihtoehdoissa valtatien 6 varrelle sekä valtatien 6 ja Nuijamaantien risteysalueelle. Nuijamaantiellä liikennemäärät ovat selvästi pienempiä kuin valtatiellä 6, jolloin myös epäpuhtauksien pitoisuustasot ovat alhaisempia kuin valtatien 6 varrella. Nuijamaan raja-aseman seudulla pitoisuudet ovat muuta ympäristö korkeampia. Raja-aseman kohdalla hitaasti liikkuva ja pysähtelevä liikennevirta aiheuttaa rajaaseman seudulle korkeampia pitoisuuksia kuin valtatiellä sujuvasti kulkeva liikenne. Raskaan liikenteen mahdollista jonoutumista ei tässä tarkastelussa mallinnettu erikseen. Mallilaskelmien tulosten mukaan typpidioksidipitoisuuden vuosiraja-arvo (40 µg/m³) ja vuorokausiohjearvo (70 µg/m³) eivät ylity valtatien 13 lähiympäristössä välillä Lappeenranta Nuijamaa. Pienhiukkaspitoisuuden vuosiraja-arvo ylittyy nykytilanteen tarkastelussa yksittäisissä laskentapisteissä Nuijamaantiellä, missä raja-arvot eivät ole voimassa. Muualla tutkimusalueella pienhiukkasten pitoisuustasot ovat selvästi pienempiä. Tulevaisuuden skenaarioissa pienhiukkaspitoisuuden vuosirajaarvo ei ylity. Pienhiukkasten vuorokausipitoisuudelle annettu suosituksenomainen WHO:n ohjearvo ylittyy kaikissa tarkasteluvaihtoehdoissa raja-aseman ympäristössä. Hengitettävien hiukkasten pitoisuuden vuosiraja-arvo (40 µg/m³) ei ylity tutkimusalueella, mutta vuorokausiohjearvo (70 µg/m³) ylittyy liikenneväylillä. Tutkimusalueen kaikkein korkeimmat typpidioksidin, pienhiukkasten ja hengitettävien hiukkasten pitoisuusarvot esiintyvät yksittäisissä laskentapisteissä

31 28 liikenneväylillä. Hengitettävien hiukkasten pitoisuudet ovat usein koholla katupölyepisodien aikaan keväisin maalis huhtikuussa tai loppusyksystä talvirengaskauden alettua. Korkeiden hiukkaspitoisuuksien muodostumiseen voidaan merkittävästi vaikuttaa paikallisilla toimenpiteillä katujen kunnossapidossa ja siivouksessa. Paikallisista olosuhteista johtuvia korkeita hiukkaspitoisuuksia on vaikea mallimenetelmin arvioida luotettavasti. Tarkasteluvaihtoehtojen (nykytilanne, vuosi 2020, vuosi 2030) väliset pitoisuuserot ovat leviämislaskelmien tulosten mukaan melko pieniä. Vaikka liikennemäärät kasvavat voimakkaasti tulevaisuuden skenaarioissa, niin samalla ajoneuvokohtaiset päästöt pienenevät merkittävästi (päästötasot Euro 4 ja Euro 5). Tällöin pitoisuustasoihin vaikuttavat erisuuntaiset muutokset kumoavat toisensa. Leviämismallilaskelmien pitoisuustuloksia verrattiin Lappeenrannan ilmanlaadun mittausasemilta saatuihin typpidioksidin, pienhiukkasten ja hengitettävien hiukkasten mittaustuloksiin. Mitattujen ja mallinnettujen vuosikeskiarvopitoisuuksien ero oli typpidioksidilla 1 29 %, pienhiukkasilla alle 12 % ja hengitettävillä hiukkasilla 2 21 %. Tehdyn vertailun perusteella leviämismallilaskelmat täyttävät ilmanlaatuasetuksen mukaisen laatutavoitteen mallintamisen epävarmuudelle. Leviämismallilaskelmilla saatavien tulosten luotettavuuteen vaikuttavat malliin syötettävät lähtötiedot sekä itse mallin toiminta. Mallilaskelmilla kuvataan ilmiöiden tavanomaista kehittymistä pitkällä aikavälillä yksinkertaistaen jossain määrin todellisuutta. Malliin sisältyy olettamuksia ja yksinkertaistuksia, jotka ovat välttämättömiä mallin toiminnan ja lähtötietojen puutteellisen saatavuuden vuoksi. Vuosikeskiarvopitoisuudet edustavat vallitsevaa pitoisuustilannetta pitkällä ajanjaksolla ja vuorokausikeskiarvopitoisuudet edustavat lyhytkestoisempia episoditilanteita, jolloin meteorologinen tilanne on paikallisesti päästöjen laimenemisen ja sekoittumisen kannalta epäedullinen. Huomionarvoista on, että suurimman osan ajasta epäpuhtauspitoisuudet ovat pienempiä kuin korkeimmat hetkelliset pitoisuudet. Yleensä leviämismallilaskelmien tuloksiin liittyy epävarmuutta sitä enemmän mitä lyhyemmän jakson pitoisuusarvoista on kyse. Mallilaskelmien tuloksia arvioitaessa on myös hyvä huomioida, että tulevaisuuden ennustamiseen sisältyy useita epävarmuustekijöitä. Todennäköistä on, että autoliikenteen päästöt ja niiden aiheuttamat ilmanlaatuvaikutukset pienenevät tulevaisuudessa, kun ajoneuvojen moottoritekniikka kehittyy ja päästörajoitukset tiukkenevat. Tämän selvityksen vuosien 2020 ja 2030 päästölaskelmissa on käytetty pohjana tehtyä liikennemäärien kehityksen perusennustetta. Mikäli liikennemäärät kasvavat merkittävästi tätä enemmän, myös ilmanlaatuvaikutukset voivat olla suurempia kuin tässä työssä on esitetty. Mallilaskelmien valmistumisen jälkeen vuoden 2030 liikenne-ennuste tarkentui siten, että Nuijamaantien keskimääräinen vuorokausiliikennemäärä kasvoi noin ajoneuvolla ja raskaan liikenteen määrä pienentyi noin 200 ajoneuvolla. Liikennemäärien muutoksen voidaan olettaa nostavan pitoisuustasoja Nuijamaantien varrella hieman, mutta vaikutukset ilmanlaatuun jäävät todennäköisesti kohtuullisen pieniksi. Kokonaisliikennemäärän lisääntyminen tarkennetussa ennusteessa nostaa epäpuhtauspitoisuustasoja väylällä ja sen välittömässä läheisyydessä, mutta raskaan liikenteen osuuden pieneneminen puolestaan vähentää lisääntyvän liikennemäärän aiheuttamia ilmanlaatuvaikutuksia, jolloin tässä tutkimuksessa tehtyjen leviämismallilaskelmien voidaan arvioida edustavan hyvin myös tarkennettua liikennemääräennustetta.

32 29 VIITELUETTELO Anttila, P., Tuovinen, J.-P., Niemi, J., V Primary NO 2 emissions and their role in the development of NO 2 concentrations in a traffic environment. Atmospheric Environment (45), pp Alaviippola, B. & Pietarila, H., Ilmanlaadun arviointi Suomessa. Pienhiukkaset (PM 2,5 ). Ilmatieteen laitos, Ilmanlaadun asiantuntijapalvelut. 23 s. + 5 liites. Ilmanlaatuportaali, Ympäristönsuojelun tietojärjestelmän ilmanlaatuosa, tarkistetut mittaustulokset. Karppinen, A., Meteorological pre-processing and atmospheric dispersion modeling of urban air quality and applications in the Helsinki metropolitan area. Academic dissertation. Finnish Meteorological Institute, Contributions No. 33, Helsinki Kauhaniemi, M., Kukkonen, J., Härkönen, J., Nikmo, J., Kangas, L., Omstedt, G., Ketzel, M., Kousa, A., Haakana, M. and Karppinen, A., Evaluation of a road dust suspension model for predicting the concentrations of PM 10 in street canyon in Helsinki. Atmospheric Environment, 45, Komppula, B., Salmi, J. & Lovén, K Kuopion katupölytilanne. Hiukkaspitoisuuksien vertailu Suomen muiden kaupunkien pitoisuustasoihin. Ilmatieteen laitos, Ilmanlaadun asiantuntijapalvelut. 41 s liites. Kupiainen, K., Road dust from pavement wear and traction sanding, Finnish Environment Institute, Monographs of the Boreal Environment Research No. 26, ISBN , ISBN , 52 pp. VTT, Teknologian tutkimuskeskus VTT. LIPASTO liikenteen päästöt Mäkelä, K. & Auvinen, H., Suomen tieliikenteen pakokaasupäästöt, LIISA 2012 laskentajärjestelmä. Tutkimusraportti VTT-R Omstedt, G., Bringrelt, B., Johansson, C., A model for vehicle-induced nontailpipe emissions of particles along Swedish roads. Atmospheric Environment, Vol. 39, issue 33, Pietarila, H., Salmi, T., Saari H. & Pesonen, R., Ilmanlaadun alustava arviointi Suomessa. Rikkidioksidi, typen oksidit, PM 10 ja lyijy. The preliminary assessment under the EC air quality directives in Finland. SO 2, NO 2 /NO x PM 10, lead. Ilmatieteen laitos, Ilmanlaadun tutkimus.

33 30 Saari, H., Komppula, B., Pesonen, R. & Lovén, K Ilmanlaatumittaukset Lappeenrannan Nuijamaalla valtatien 13 varrella, Hengitettävät hiukkaset ja typen oksidit. Ilmatieteen laitos, Asiantuntijapalvelut, Ilmanlaatu ja energia. 37 s liites., Tiira, Liikenneviraston tietopalvelujärjestelmä, Tiira-raportointiportaali. Vnp 480/96. Valtioneuvoston päätös ilmanlaadun ohjearvoista ja rikkilaskeuman tavoitearvoista. Vna 38/2011. Valtioneuvoston asetus ilmanlaadusta. Annettu WHO, WHO air quality guidelines. Particulate matter, ozone, nitrogen dioxide and sulphur dioxide. Global update Copenhagen, WHO Regional Office for Europe.

34 LIITEKUVAT

35

36

37

38

39

40

41

42

43

44