HÄMEENLINNAN KESKUSTAN JA LÄNSIREUNAN KAAVA-ALUEEN LIIKENTEEN ILMANLAATUVAIKUTUSTEN ARVIOINTI

Transkriptio

1 HÄMEENLINNAN KAUPUNKI HÄMEENLINNAN KESKUSTAN JA LÄNSIREUNAN KAAVA-ALUEEN LIIKENTEEN ILMANLAATUVAIKUTUSTEN ARVIOINTI Sari Lappi Harri Pietarila Risto Varjoranta Timo Rasila

2 HÄMEENLINNAN KAUPUNKI HÄMEENLINNAN KESKUSTAN JA LÄNSIREUNAN KAAVA-ALUEEN LIIKENTEEN ILMANLAATUVAIKUTUSTEN ARVIOINTI Sari Lappi Harri Pietarila Risto Varjoranta Timo Rasila ILMATIETEEN LAITOS ILMANLAADUN ASIANTUNTIJAPALVELUT Helsinki

3 SISÄLLYSLUETTELO 1 JOHDANTO LIIKENTEEN VAIKUTUKSET KAUPUNKIALUEIDEN ILMANLAATUUN TUTKIMUSMENETELMÄT Kaupunkimalli Viivalähdemalli Typenoksidipäästöjen ilmakemiamalli Meteorologisten tietojen käsittely leviämismalleissa TUTKIMUKSEN SUORITUS Meteorologiset tiedot Katuliikenteen päästötiedot Pysäköintilaitoksen päästötiedot Leviämislaskelmat ILMANLAADUN OHJE- JA RAJA-ARVOT TULOKSET Typpidioksidipitoisuudet Hiukkaspitoisuudet TULOSTEN ARVIOINTI Raja- ja ohjearvoihin verrannolliset pitoisuudet Vertailu mittaustuloksiin YHTEENVETO JA JOHTOPÄÄTÖKSET VIITELUETTELO LIITEKUVAT

4 3 1 JOHDANTO Tutkimuksessa selvitettiin Hämeenlinnan keskustan ja Länsireunan kaava-alueen liikenteen päästöjen ilmanlaatuvaikutuksia. Ilmanlaatuvaikutuksia arvioitiin laskennallisesti leviämismallien avulla vuosien 2006 ja 2020 liikennejärjestelyjä koskeville tilanteille. Leviämislaskelmilla tarkasteltiin keskustan ja Länsireunan kaava-alueen autoliikenteen typenoksidipäästöjä. Laskelmissa otettiin huomioon katujen ja teiden liikenteen päästöjen lisäksi myös suunnitellun kauppakeskuksen pysäköintilaitoksen päästöt. Selvityksen tilasi ja käytetyt lähtötiedot toimitti Hämeenlinnan kaupunki. Päästöjen leviämislaskelmiin käytettiin kahta Ilmatieteen laitoksella kehitettyä matemaattis-fysikaalista tietokonemallia, ns. kaupunkimallia ja viivalähdemallia. Näistä kaupunkimallilla arvioitiin pysäköintilaitoksesta peräisin olevien päästöjen leviämistä ja viivalähdemallilla katuverkon liikenteen aiheuttamien epäpuhtauspäästöjen leviämistä. Pitoisuuksia laskettiin Hämeenlinnan keskustan ja Länsireunan kaava-alueen kattavalle noin 2 2 km:n kokoiselle tulostusalueelle yhteensä tulostuspisteeseen. Pitoisuudet laskettiin maanpintatasoon. Mallilaskelmien meteorologisina tietoina käytettiin Hämeenlinnan seudun ilmastollisia olosuhteita edustavaa vuosien havainnoista muodostettua kolmen sääaseman etäisyyspainotettua yhdistelmäaineistoa. Päästöjen leviämistä ja pitoisuuksien muodostumista tarkasteltiin kaikissa kolmivuotisjakson aikana esiintyneissä tunneittaisissa meteorologisissa tilanteissa. Myös typen oksidien ilmakemiallinen muutunta päästöjen kulkeutumisen aikana otettiin huomioon laskelmissa. Saaduista tuntipitoisuuksien aikasarjoista muodostettiin kuhunkin tulostuspisteeseen tilastollisten määrittelyjen mukaiset korkeimmat vuosi-, vuorokausi- ja tuntikeskiarvot, joita on tässä työssä verrattu kotimaisiin ilmanlaadun ohje- ja rajaarvoihin. 2 LIIKENTEEN VAIKUTUKSET KAUPUNKIALUEIDEN ILMANLAATUUN Tieliikenteen päästöt aiheuttavat nykyisin merkittävimmän osan suomalaisten kaupunkien ilmanlaadun ongelmista. Liikenteen päästöt ovat haitallisia ihmisen terveydelle,

5 4 koska päästöt vapautuvat lähes samalla korkeudella missä ihminen hengittää ja päästöt syntyvät usein alueilla missä asuu tai oleskelee paljon ihmisiä. Liikenne tuottaa mm. typenoksidi- hiukkas-, hiilimonoksidi, hiilivety- ja lyijypäästöjä, jotka huonontavat kaupunki-ilmaa. Edellä mainituista ainoastaan typenoksidi- ja hiukkaspäästöt aiheuttavat Suomessa nykyisin pitoisuuksia, jotka voivat nykytietämyksen mukaan olla haitallisia ihmisen terveydelle tai asumisympäristön viihtyvyydelle. Liikenteen typenoksidipäästöt aiheuttavat monissa kaupungeissa pitoisuuksia, jotka ylittävät maassamme voimassa olevat ilmanlaadun ohje- tai raja-arvot. Korkeat typpidioksidin pitoisuudet ovat nykyisin ja tulevina vuosina merkittävä ilmansuojeluhaaste useimmissa maamme kaupungeissa. Typen oksidit esiintyvät kaupunki-ilmassa useina eri yhdisteinä mm. typpidioksidina, typpimonoksidina ja typpioksiduulina. Typen oksideilla ja niiden muutuntatuotteilla on suoria vaikutuksia ihmisten terveyteen ja kasvillisuuteen, ja ne aiheuttavat osan happamoittavasta ja rehevöittävästä kokonaistyppilaskeumasta. Hengitettävien hiukkasten (PM 10, hiukkasten halkaisija alle 10 µm) pitoisuudet voivat olla Suomen kaupungeissa nykyisin varsin korkeita verrattaessa niitä ilmanlaadun ohjeja raja-arvoihin. Tieliikenteestä aiheutuu sekä suoria pienhiukkaspäästöjä että epäsuoria päästöjä esim. liikenteen mekaanisesti tienpinnasta ilmaan nostamaa tai teiden kunnossapidosta aiheutuvaa pölyä. Terveysvaikutustutkimusten tulosten mukaan hiukkaset ovat nykyisin yksi merkittävimmistä ilmanlaatuun vaikuttavista tekijöistä. Etenkin pienhiukkasilla (PM 2,5, hiukkasten halkaisija alle 2,5 µm), jotka pääsevät tunkeutumaan syvälle ihmisten hengitysteihin, katsotaan olevan merkittäviä terveysvaikutuksia. Viimeaikaisten tutkimusten mukaan hiukkaspitoisuuksilla ei olisi olemassa haitatonta tasoa vaan vaikutukset lisääntyisivät pitoisuuksien kasvaessa. Liikenteen aiheuttamiin ilmanlaatuongelmiin kaupungeissa vaikuttavat mm. liikennemäärä ja -jakauma, sääolosuhteet ja kaukokulkeuma. Tulevaisuudessa liikennemäärien on ennustettu kasvavan monilla paikkakunnilla, minkä vuoksi liikenteellä voidaan olettaa olevan merkittäviä vaikutuksia ilmanlaatuun jatkossakin. Ajoneuvojen päästöjen arvioidaan laskevan autokannan uudistuessa ja puhdistustekniikoiden yleistyessä.

6 5 Kaupunkien ilmanlaatua voidaan arvioida ilmanlaadun mittauksilla tai leviämismallilaskelmilla. Mittauksilla voidaan saada reaaliaikaista tietoa ilmanlaadusta tietyllä suppealla alueella. Ilmanlaatua voidaan arvioida mittausten lisäksi matemaattisfysikaalisten tietokonemallien avulla. Mallien avulla arvioidaan ilman epäpuhtauksien leviämistä, muutuntaa, pitoisuuksia ja laskeumaa. Leviämismalleilla voidaan arvioida kokonaisen kaupungin ilmanlaatua ja tuloksia voidaan käyttää hyväksi kaavoitus-, rakennus- ja liikennesuunnittelussa. 3 TUTKIMUSMENETELMÄT 3.1 Kaupunkimalli Tutkimuksessa arvioitiin suunnitellun kauppakeskuksen pysäköintilaitoksen ilmastoinnin pakokaasupäästöjen aiheuttamia ulkoilman typen oksidien pitoisuuksia Ilmatieteen laitoksen kaupunkimallilla, joka on kehitetty Gaussin jakaumaa noudattavasta pistemäisen lähteen viuhkamallista. Kaupunkimallin leviämisparametrien määrityksessä on käytetty eräiden ulkomaisten meteorologisten tutkimusten tuloksia (BUSINGER ym., 1971, CAYGHEY ym., 1979, HANNA, 1985, HOLTSLAG, 1984, WRATT, 1987). Pistelähteitä käsiteltäessä tarvitaan laskentamenetelmä ns. nousulisälle, joka muodostuu, kun poistokaasut vapautuessaan päästökohteesta nousevat liikemäärästään ja lämpösisällöstään johtuen päästölähteen huippua korkeammalle. Tällä päästöjen nousulisällä (plumerise) on huomattava vaikutus keskimääräiseen leviämiskorkeuteen ja muodostuviin epäpuhtauspitoisuuksiin. Kaupunkimallissa nousulisän laskenta perustuu Briggsin tutkimuksiin (BRIGGS, 1975 ja 1984). Päästöjen leviämiseen saattavat vaikuttaa ilmavirtauksia häiritsevät kohteet kuten päästölähdettä ympäröivät rakennukset tai korkea puusto, itse lähteen ominaisuudet ja lähimaasto. Tällöin leviämisessä voi esiintyä systemaattisesti alaspäin suuntautuvaa liikettä, josta käytetään nimitystä savupainuma (downwash). Tämän leviämiseen vaikuttavan ilmiön käsittelymenetelmät pitoisuuksia laskettaessa sisältyvät myös kaupunkimalliin.

7 6 Kaupunkimalli laskee epäpuhtauspitoisuuden tuntikeskiarvoja sillä oletuksella, että meteorologinen tilanne ja päästö pysyvät vakioina tunnin ajan. Päästötietojen aikasarjassa huomioidaan mm. tarkasteltavien pistelähteiden sijainti, päästökorkeus sekä päästömäärät ja niiden ajallinen vaihtelu. Laskenta etenee tunnin aika-askeleella kunnes koko meteorologisten tietojen aikasarja (1 3 vuotta) ja kunkin lähteen päästötietojen aikasarja on käyty läpi. Pitoisuudet lasketaan hyvin suureen määrään tulostuspisteitä. Kunkin tulostuspisteen pitoisuuksien tunneittaiset aikasarjat muodostavat perusaineiston, josta voidaan laskea tarvittavia tilastoja. Tilastotarkasteluilla tulostuspisteittäisistä tuntikeskiarvoista ja niistä edelleen lasketuista vuosi- ja vuorokausikeskiarvoista voidaan valita esimerkiksi kotimaisten ohje- ja raja-arvojen määrittelyjen mukaisia pitoisuuksia tai pitoisuuksien maksimiarvoja. Mallin antamat yksittäiset pitoisuusarvot ovat odotusarvoja, mutta niistä laskettujen tilastollisten tunnuslukujen osuvuus on todettu vähintäänkin tyydyttäväksi tarkoitusta varten tehdyissä tutkimuksissa (KARPPINEN ym., 1998). 3.2 Viivalähdemalli Autoliikenteen päästöjen aiheuttamat pitoisuudet arvioitiin Ilmatieteen laitoksen viivalähdemallilla. Viivalähdemallilla laskettiin typpidioksidin pitoisuudet haluttuihin pisteisiin eri etäisyyksille liikenneväylästä. Ilmatieteen laitoksella kehitetty viivalähdemalli perustuu leviämisen osalta analyyttiseen ratkaisuun (LUHAR & PATIL, 1989) ja päästöjen kemiallisen muutunnan osalta ns. 'discrete parcel' -menetelmään (BENSON, 1984), joka on samanlainen kuin amerikkalaisessa CALINE-mallissa. Viivalähdemallissa käytetään meteorologisena perusaineistona 1 3 vuoden pituista parametrien tunneittaisten arvojen aikasarjaa, joka sisältää tiedot tuulen suunnista ja nopeuksista sekä ilmakehän stabiilisuudesta laskenta-alueella. Päästötietojen aikasarjassa huomioidaan mm. tarkasteltavien viivalähteiden sijainti, päästökorkeus sekä päästömäärät ja niiden ajallinen vaihtelu. Laskenta etenee tunnin aika-askeleella kunnes koko meteorologisten tietojen aikasarja ja päästötietojen aikasarja on käyty läpi. Viivalähdemallin laskentatuloksina saatavia pitoisuuden tuntikeskiarvoja analysoidaan tilastollisesti niin, että laskentapisteisiin voidaan tuottaa mm. kotimaisten ilmanlaadun ohjearvojen ja raja-arvojen määrittelyjen mukaiset tilastoarvot eri epäpuhtauskomponenteille.

8 7 Laskennallisista tunnusluvuista voidaan arvioida yksittäisen viivalähteen vaikutus lähialueen pitoisuuksiin tai kaikkien tutkimusalueen viivalähteiden päästöjen kokonaisvaikutus komponenteittain. Viivalähdemallilla tehtävät sovellutukset voidaan yhdistää Ilmatieteen laitoksen kaupunkimalliin. Kaupunkimallilla saadaan laskettua tarvittavat taustapitoisuudet viivalähdemallin sovellutuskohteisiin. 3.3 Typenoksidipäästöjen ilmakemiamalli Polttoaineiden palamisessa muodostuvat kiinteiden lähteiden ja liikenteen typenoksidipäästöt ovat pääasiassa typpimonoksidia (NO), kun taas typpidioksidia (NO 2 ), joka on mm. terveysvaikutuksiltaan haitallisempaa, on päästöistä ainoastaan pieni osa. Oksidit hapettuvat ilmassa kaasufaasireaktioissa hapen, otsonin, hydroksyyliradikaalin ja orgaanisten peroksiradikaalien toimiessa hapettimina. Reaktionopeudet riippuvat muun muassa vuoden- ja vuorokaudenajasta, auringon säteilyn määrästä ja lämpötilasta. Valokemialliset reaktiot, joissa molekyylit hajoavat, ovat tärkeitä päivänvalossa. Myös päästöjen leviäminen ja niiden sekoittuminen ilmaan vaikuttavat typen oksidien muutunnan tehokkuuteen. Jotta leviämismallilaskelmilla voitaisiin kuvata erilaisten hapettuneiden typen yhdisteiden pitoisuuksia ulkoilmassa, on mallisovellutuksissa otettava huomioon ilmakehässä tapahtuvat kemialliset reaktiot. Staattisten päästölähteiden (piippujen tai pintojen) typenoksidipäästöjen muutuntaa käsitellään Ilmatieteen laitoksella tehtävissä leviämisselvityksissä menetelmällä, jossa kaupunkimalliin on yhdistetty erilaisten meteorologisten tilanteiden ja otsonin taustapitoisuuden mukaan parametrisoituja funktioita (KARPPINEN, ym., 1998). Näillä funktioilla kuvataan typen oksidien hapettumista ja NO 2 /NO X -suhteen muuttumista päästövanassa eri etäisyyksillä päästölähteestä. Kemiallisen muutunnan malli perustuu hollantilaisiin, vuosina suoritettuihin mittauksiin, joissa selvitettiin typenoksidipäästöjen hapettumista erilaisissa meteorologisissa olosuhteissa (JANSSEN ym., 1988). Liikenneväylien päästöjen leviämistä kuvaavan viivalähdemalliin on kehitetty Ilmatieteen laitoksella typen oksidien muutuntaa arvioiva malli, jolla voidaan huomioida erilaisten taustapitoisuuksien ilmakemiallinen vaikutus kunkin viivalähteen päästöön seuraavasti:

9 8 1) Alueellinen taustapitoisuus arvioidaan Ilmatieteen laitoksen perustason seurantaasemien tai vastaavien tausta-asemien mittaustuloksista, joista määritetään kullekin kuukaudelle vuorokauden sisäistä vaihtelua kuvaavat typpidioksidi- ja otsonipitoisuuksien keskimääräiset tuntikeskiarvojen jakaumat. 2) Kaupunkimallilla määritetään laskennassa tarkasteltavalle yksittäiselle viivalähteelle piste- ja pintalähteiden aiheuttama typen oksidien taustapitoisuus. Tämä jaetaan typpidioksidi- ja typpimonoksidipitoisuuksiksi ns. steady-state-approksimaatiolla, jossa huomioidaan auringon säteilyn, lämpötilan ja otsonipitoisuuden vaikutus. 3) Muiden viivalähteiden aiheuttamat typpidioksidi- ja typpimonoksidipitoisuudet otetaan huomioon järjestämällä viivalähteet pitoisuuksia laskettaessa tuulen suunnan mukaan. Näin jokaisen viivalähteen kemiallista muutuntaa arvioitaessa on typpidioksidi- ja typpimonoksidipitoisuuksissa huomioitu kaikkien tuulen yläpuolella olevien, aiemmin laskennassa mukana olleiden viivalähteiden vaikutus tarkasteltavaan viivalähteeseen. Otsonin kuluminen typen oksidien ilmakemiallisissa reaktioissa huomioidaan, toisin sanoen alueellisen otsonitaustan ei oleteta olevan muutunnassa ehtymätön otsonilähde. 3.4 Meteorologisten tietojen käsittely leviämismalleissa Ilman epäpuhtauksien leviäminen tapahtuu pääosin ilmakehän alimmassa osassa, jota kutsutaan rajakerrokseksi. Rajakerroksen korkeus on Suomessa tyypillisesti alle kilometri, mutta varsinkin kesällä se voi nousta yli kahteen kilometriin. Rajakerroksen tuuliolosuhteet määräävät karkeasti ilman epäpuhtauksien kulkeutumissuunnan, mutta rajakerroksen ilmavirtausten pyörteisyys ja kerroksen korkeus vaikuttavat merkittävästi epäpuhtauksien sekoittumiseen ja pitoisuuksien laimenemiseen kulkeutumisen aikana. Leviämisen kannalta keskeisiä meteorologisia muuttujia ovat siis tuulen suunta ja nopeus, ilmakehän stabiilisuutta kuvaava suure ja sekoituskorkeus. Tässä leviämisselvityksessä on käytetty Ilmatieteen laitoksen ilmanlaatuosastolla kehitettyä meteorologisten tietojen käsittelymallia, eli ilmakehän rajakerroksen paramet-

10 9 risointimenetelmää (RANTAKRANS, 1990, KARPPINEN, 2001). Mallin avulla voidaan normaalien meteorologisten rutiinihavaintojen ja fysiikan perusyhtälöiden avulla arvioida ne rajakerroksen tilaan vaikuttavat muuttujat, joita tarvitaan epäpuhtauksien leviämismallilaskelmissa. Tarvittavat mittaustiedot saadaan Ilmatieteen laitoksen havaintotietokantaan talletetuista sää-, auringonpaiste- ja radioluotaushavainnoista. Perinteisissä leviämismallisovellutuksissa on käytetty karkeaa ilmakehän stabiilisuusluokitusta (Pasquill-Turner) ja mallien muuttujille on annettu luokittaiset vakioarvot. Rajakerroksen parametrisoinnin avulla on mahdollista ilmaista leviämismalleissa käytetyt muuttujat jatkuvina rajakerroksen tilan funktioina, joissa voidaan ottaa paremmin huomioon myös päästölähteisiin liittyvä fysiikka. Menetelmässä huomioidaan tutkimusalueen paikalliset tekijät, kuten leviämisalustan rosoisuus ja vuodenaikaiset albedoarvot (maanpinnan kyky heijastaa auringon säteilyä) eri maanpinnan laaduille. Sääasemilta saatavat perushavainnot valitaan tutkimusaluetta lähimpänä olevalta asemalta. Tämän lisäksi tuulen suunta- ja nopeustiedot muodostetaan kahden tai useamman aseman havaintojen etäisyyspainotettuna tilastollisena yhdistelmänä. Luotaushavainnot valitaan lähimmältä luotausasemalta. Lopputuloksena saadaan leviämismalleissa tarvittavien meteorologisten tietojen tunneittaiset aikasarjat. 4 TUTKIMUKSEN SUORITUS 4.1 Meteorologiset tiedot Leviämislaskelmia varten määritettiin ilmakehän rajakerrosta kuvaavat parametrit, jotka edustavat tutkimusaluetta mahdollisimman hyvin. Tuulitietojen etäisyyspainotettu yhdistelmäaineisto muodostettiin Tampereen lentosääasemalta sekä Lahden ja Jokioisten sääasemilta saaduista vuosien havainnoista. Tarvittavat auringonpaistetiedot saatiin Tampereen lentosääaseman säteilymittausaineistosta ja sekoituskorkeuden määrittämiseen käytettiin Jokioisten observatorion radioluotaushavaintoja. Vuosien tunneittaisesta meteorologisten tietojen aikasarjasta laskettiin tilastolliset tuulen suunta- ja nopeusjakaumat sekä sekoitusvoimakkuuden ja sekoituskorkeuden kuukausittaiset jakaumat.

11 10 Tuulensuuntien- ja nopeuksien suhteellinen jakautuminen vuosien tuuliaineistossa on esitetty tuuliruusuna liitekuvassa 1. Prosenttiarvo ympyrän kehällä kuvaa kunkin tuulensuunnan (suuntasektorin) osuutta koko aineistosta. Tehdyn tilastollisen tarkastelun mukaan tutkimusalueilla olivat vallitsevia etelän ja lounaan puoleiset tuulet, joita koko aineistossa oli lähes 20 % kutakin. Vähiten esiintyi koillis- ja itätuulia, joita molempia aineistossa oli alle 10 % kaikista tuulista. Nopeusjakauma kunkin suuntasektorin sisällä on esitetty neljänä luokkana (prosenttiasteikot sektoreiden sisällä 10 %:n välein). Eniten voimakkaimpia tuulennopeuksia (yli 6 m/s) esiintyi etelätuulilla, kuitenkin alle 1 % kaikista suuntasektorin tuulista. Heikkotuulisia (alle 2 m/s) tilanteita esiintyi eniten idän- ja luoteenpuoleisilla tuulilla, jolloin näiden osuus oli lähes 60 % kaikista suuntasektorin tuulista. Sekoitusvoimakkuuden ja sekoituskorkeuden kuukausittainen esiintymistaajuus tutkimusalueilla vuosina on esitetty liitekuvassa 2. Sekoitusvoimakkuudet on luokiteltu karkeasti kolmeen luokkaan: voimakas, kohtalainen ja heikko sekoittuminen. Voimakasta sekoittumista (labiileja tilanteita) esiintyy eniten kesällä, jolloin päiväaikaan maanpinnan lämpeneminen aiheuttaa alimpaan ilmakerrokseen turbulenttista pyörteisyyttä. Labiileissa tilanteissa esiintyvät epäpuhtauspitoisuudet ovat pääsääntöisesti pieniä, mutta pitoisuudet voivat lyhytaikaisesti kohota myös korkeiden päästökohteiden lähellä. Käytetyssä aineistossa näiden labiilien tilanteiden suhteellinen osuus oli kesäkuukausina noin %, kun vastaavia tilanteita oli talvella hyvin vähän tai ei lainkaan. Heikkoa sekoittumista (stabiileja tilanteita) esiintyi käytetyssä aineistossa eniten talvikuukausina, jolloin niiden suhteellinen osuus oli noin %. Heikoissa sekoittumistilanteissa pitoisuudet voivat kohota voimakkaasti varsinkin matalalta lähtevien päästöjen vaikutuksesta. Sekoituskerroksen korkeus määrää pystysuunnassa päästöjen laimenemistilavuuden rajan. Matalat sekoituskorkeudet liittyvät maanpinnan tuntumassa oleviin inversioihin, jolloin maanpinnan lähellä oleva kylmempi ilmakerros jää sitä ylempänä olevan lämpimämmän ilman alle. Tällöin sekoittuminen korkeussuunnassa tiettyä rajaa korkeammalle estyy ja maanpintapitoisuudet voivat kohota voimakkaasti matalien lähteiden vaikutuksesta. Matalia, alle 100 ja alle 200 metrin sekoituskorkeuksia esiintyy tässä tutki-

12 11 muksessa käytetyssä meteorologisessa aineistossa runsaasti etenkin maalis-huhtikuussa (ks. liitekuva 2). Yli 500 metrin sekoituskorkeus ei enää vaikuta merkittävästi pitoisuuksien kohoamiseen lähileviämisen mittakaavassa. Talvella sekoituskorkeus yltää melko harvoin yli 500 metriin. Matalta lähtöisin olevien ilman epäpuhtauksien laimenemisen kannalta erityisen epäedullisia ovat heikkotuulisissa, selkeissä säätilanteissa maanpinnan öisen säteilyjäähtymisen myötä syntyvät inversiotilanteet. Tällöin maanpinnan tuntumaan muodostuu ilmakerros, jossa lämpötila poikkeuksellisesti kasvaa korkeuden mukana, kun tavallisesti asia on päinvastoin. Inversiokerroksessa ilmaa sekoittava turbulenssi on hyvin vähäistä ja päästöt kasautuvat matalaan ilmakerrokseen. Ilman epäpuhtauspitoisuuksia merkittävästi kohottavia maanpintainversioita muodostuu etenkin talvisten pakkaskorkeapaineiden yhteydessä. Vahvimmat inversiot esiintyvät öisin ja varhaisaamuisin. Päivisin ne heikkenevät tai purkautuvat kokonaan. Kesäpuolella vuotta yöaikaan muodostuvat pintainversiot ovat talvitilanteisiin verrattuna lyhytkestoisempia ja heikompia. 4.2 Katuliikenteen päästötiedot Hämeenlinnan keskustan ja Länsireunan kaava-alueen ja sen lähiympäristön katujen ja teiden autoliikenteen päästöt arvioitiin leviämismallilaskelmia varten viivalähteinä. Vuonna 2020 valtatie 3:n autoliikenne tulee kulkemaan suunnitellun kauppakeskuksen kohdalla tunnelissa ja tunnelissa syntyvät päästöt mallinnettiin myös viivalähteinä. Tunnelissa syntyvät päästöt oletettiin vapautuvan vapaasti tuulettuvan tunnelin päistä eri korkeuksilla maanpintatasosta. Liikenteen päästöt laskettiin käyttämällä hyväksi lähtötietojen toimittajan arvioimia tieosakohtaisia ajosuoritteita, raskaiden ajoneuvojen suoriteosuuksia ja liikennevirran keskinopeuksia sekä nopeusriippuvia, vuosille 2006 ja 2020 arvioituja ajoneuvotyyppikohtaisia päästökertoimia. Tutkimusalueen lähikatujen liikenteen lisäksi mallilaskelmissa on otettu huomioon myös taustapitoisuudet, jotka arvioitiin YTV:n Luukin ilmanlaadun mittausaseman tuloksista (tunneittainen keskiarvo noin 8 µg/m³). Katuosakohtaisten kokonaisajosuoritteiden ja raskaiden ajoneuvojen suoriteosuuden lisäksi mallilaskelmissa huomioitiin myös mm. tienosien alku- ja loppukoordinaatit,

13 12 pituudet ja liikennevirran keskinopeudet. Raskasta liikenteen osuus oli tiestä riippuen noin 2-6 %. Kunkin viivalähteen keskimääräinen päästö laskettiin nopeusriippuvien päästökertoimien, keskimääräisen vuorokausiliikenteen ja raskaiden ajoneuvojen suoriteosuuden perusteella. Päästölaskennassa otettiin myös huomioon VTT:n arviot dieselkäyttöisten ja bensiinikäyttöisten henkilöautojen suoriteosuuksista vuosille 2006 ja Lisäksi tulevan tilanteen laskelmissa otettiin huomioon dieselkatalysaattoriajoneuvojen yleistymisen myötä lisääntyvä typpidioksidin (NO 2 ) osuus typenoksidipäästöistä. Vuotta 2020 koskevissa leviämismallilaskelmissa on oletettu autoliikenteen typenoksidipäästöistä olevan keskimäärin 14 % typpidioksidia, kun vastaavana osuutena nykytilanteelle käytetään yleensä 8 %. Lähtötietoina käytetyt liikennemääräarviot ja niiden perustella lasketut päästömäärät ovat raportin liitekuvissa 3-4. Laskelmissa huomioon otettujen teiden ja katujen liikenteen typenoksidipäästöt ovat nykytilanteessa noin 104 t/a ja noin 93 t/a tulevassa tilanteessa. 4.3 Pysäköintilaitoksen päästötiedot Länsireunan kaavasuunnitelman mukaan kauppakeskuksen yhteyteen tulee pysäköintilaitos, jota liikennearvion mukaan käyttäisi noin ajoneuvoa vuorokaudessa (6 450 sisään- ja ulosajoa). Leviämislaskelmia varten tehtiin arvio pysäköintilaitosta käyttävien autojen tunneittaisista sisään- ja ulosajoista, mitä tehtäessä on sovellettu eräistä muista tutkimuksista saatuja asiakaspysäköintiin käytettäviä pysäköintilaitoksia koskevia tietoja. Pysäköintilaitoksen päästöinä on otettu huomioon pysäköintilaitoksessa ajosta, käynnistyksestä ja joutokäynnistä aiheutuvat päästöt. Pysäköintilaitokseen johtavilta teiltä tulevia päästöjä ei ole sisällytetty pysäköintipäästöihin, vaan niitä on käsitelty osana katuverkon päästöjä. Joutokäyntiajaksi on oletettu yksi minuutti pysäköintiä kohti. Käynnistysten ja joutokäynnin päästökertoimet perustuvat Valtion teknillisen tutkimuskeskuksen (VTT) Suomen tieliikenteen pakokaasupäästöjen laskentajärjestelmän (LIISA 2005) kertoimiin (MÄKELÄ ym., 2006). Pysäköintilaitoksessa ajosta syntyvät päästöt on määritetty nopeusriippuvien päästökerroinfunktioiden avulla käyttämällä keskimääräisenä ajonopeutena 15 km/h ja ajomatkana 150 metriä. Pysäköintilaitoksen päästöt johdetaan ulkoilmaan kauppakeskuksen katolle sijoitettavista 12 poistoilma-

14 13 kanavasta. Mallilaskelmissa tarkastellut pysäköintilaitoksen typenoksidien kokonaispäästöt olivat 1,3 t/a. Päästölaskelmien mukaan vuorokauden huipputuntina typen oksideja syntyisi noin 0,4 kg/h :00 7:00 8:00 9:00 10:00 11:00 12:00 13:00 14:00 15:00 16:00 17:00 18:00 19:00 20:00 21:00 22:00 23:00 ajoneuvoa/h Kuva 1. Pysäköintihallin päästölaskelmissa käytetty arvio tunneittaisista liikennemääristä (ajoneuvoa tunnissa). Kokonaisliikennemäärä on autoa vuorokaudessa (6 450 sisään- ja ulosajoa). 4.4 Leviämislaskelmat Liikenteen päästöjen aiheuttamat pitoisuudet laskettiin tutkimusalueelle noin 2 2 km:n kokoiselle tulostusalueelle yhteensä tulostuspisteeseen. Pitoisuudet laskettiin maanpintatasoon. Liikenteen päästöjen leviämislaskelmissa otettiin huomioon Hämeenlinnan keskustan ja Länsireunan kaava-alueen lähikatujen päästöt sekä alueelle suunnitellun kauppakeskuksen pysäköintilaitoksen päästöt. Leviämismalleilla laskettiin kuhunkin tulostuspisteeseen vuosien tunneittaisia meteorologisia tilanteita vastaavat pitoisuuksien tuntikeskiarvojen aikasarjat. Saaduista pitoisuuden aikasarjoista muodostettiin kuhunkin tulostuspisteeseen tilastol-

15 14 listen määrittelyjen mukaiset korkeimmat vuosi-, vuorokausi- ja tuntikeskiarvot, jotka on määritelty seuraavasti: - korkein vuosikeskiarvo on suurin meteorologisen aineiston pohjana olevien tarkasteluvuosien pitoisuuskeskiarvoista - korkein vuorokausikeskiarvo on suurin koko tarkastellun meteorologisen jakson vuorokausipitoisuuksista - 2. korkein vuorokausikeskiarvo on suurin koko tarkastellun meteorologisen jakson kalenterikuukausien toiseksi korkeimmista vuorokausipitoisuuksista - korkein tuntikeskiarvo on suurin koko tarkastellun meteorologisen jakson korkeimmista tuntipitoisuuksista - korkein tuntikeskiarvojen 99 %:n rajapitoisuus on suurin kalenterikuukauden 99 %:n rajapitoisuuksista koko tarkastellulla meteorologisen jaksolla (99 %:n rajapitoisuus on se pitoisuus, jonka vain 1 % tarkastelukuukauden tuntikeskiarvoista ylittää, käytännössä siis yleensä pahimman kuukauden kahdeksanneksi korkein tuntikeskiarvo) korkein tuntikeskiarvo on suurin koko tarkastellun meteorologisen jakson vuosittaisista 19. korkeimmista tuntipitoisuuksista Maanpintatason tulostuspisteisiin lasketut pitoisuuskeskiarvot on esitetty raportin liitteinä aluejakaumakuvina, joissa kullakin alueella tietyn pitoisuuden ylittyminen on todennäköistä pitkän havaintojakson aikana. Tunti- ja vuorokausikeskiarvojen aluejakaumat eivät siis esitä ajallisesti yhtenäistä tilannetta, vaan pitoisuuksien suurimmat arvot saattavat esiintyä eri laskentapisteissä eri ajankohtina. Raportin kuvissa esitetyt pitoisuudet ovat kotimaisiin terveysvaikutusperusteisiin ohje- ja raja-arvoihin verrannollisia. Leviämislaskelmien tuloksina esitetyissä, raportin lopussa olevissa pitoisuuksien aluejakaumakuvissa on tulostusalueen korkeimman pitoisuusarvon sijaintipaikka merkitty valkoisella tähdellä. Kunkin maksimin numeroarvo on luettavissa aluejakaumakuvan alapuolelta oikealta. Pitoisuuksien aluejakaumakuvissa on ilmoitettu myös vastaavat Suomessa nykyisin voimassa olevat terveysvaikutusperusteiset ohje- ja rajaarvot.

16 15 5 ILMANLAADUN OHJE- JA RAJA-ARVOT Leviämismallilaskelmilla saatuja ilman epäpuhtauspitoisuuksia voidaan arvioida vertaamalla niitä ilmanlaadun ohje-, raja- ja suositusarvoihin. Ohjearvot on otettava huomioon mm. alueiden käytön, kaavoituksen, rakentamisen ja liikenteen suunnittelussa ja ympäristölupaharkinnassa. Ohjearvojen soveltamisen avulla pyritään ehkäisemään epäpuhtauksien aiheuttamia terveysvaikutuksia. Tavoitteena on, että ohjearvojen ylittyminen estetään ennakolta hyvän suunnittelun avulla. Raja-arvot ovat ohjearvoja sitovampia ja ne määrittelevät ilmansaasteille sallitut korkeimmat pitoisuudet. Raja-arvot ovat samat kaikissa EU-maissa. Terveysvaikutusperusteisesti annetut raja-arvot eivät saa ylittyä alueilla, joilla asuu ja oleskelee ihmisiä ja joilla ihmiset saattavat altistua ilman epäpuhtauksille. Kasvillisuuden ja ekosysteemien suojelemiseksi annetut raja-arvot ovat voimassa laajoilla maa- ja metsätalousalueilla ja luonnonsuojelun kannalta merkityksellisillä alueilla. Raja-arvojen ylityksestä on tiedotettava väestöä ja ryhdyttävä toimiin ilmanlaadun parantamiseksi ja raja-arvon ylitysten estämiseksi. Kyseeseen saattaa tällöin tulla esimerkiksi liikenteen päästöihin vaikuttaminen liikennettä rajoittamalla. Taulukossa 1 on esitetty maassamme nykyisin voimassa olevat typpidioksidipitoisuuden ohjearvot (Vnp 480/96). Ilman typpidioksidipitoisuuden vuorokausikeskiarvo voi ohjearvomäärittelyn mukaan ylittää yhden kerran kuukaudessa taulukossa 1 esitetyn vuorokausiohjearvon. Ilman typpidioksidipitoisuuden tuntikeskiarvoista voi yksi prosentti kuukauden jaksolla olla suurempia kuin taulukon tuntiohjearvo. Taulukko 1. Ulkoilman typpidioksidipitoisuuden ohjearvot (Vnp 480/96). Ilman epäpuhtaus Ohjearvo Tilastollinen määrittely Typpidioksidi 70 g/m 3 kuukauden toiseksi suurin vuorokausiarvo 150 g/m 3 kuukauden tuntiarvojen 99. prosenttipiste

17 16 Valtioneuvoston asetuksessa (Vna 711/2001) annetut EU:n ilmanlaadun ensimmäisen tytärdirektiivin (1999/30/EY) mukaiset typpidioksidia koskevat raja-arvot on esitetty taulukossa 2. Typpidioksidille on annettu lisäksi varoituskynnykset, jotka ovat vastaavasti 500 µg/m 3 ja 400 µg/m 3 kolmen peräkkäisen tunnin aikana mitattuna. Varoituskynnyksen ylittymisestä on tiedotettava väestöä. Raja-arvoilla pyritään välttämään ja ehkäisemään terveydelle ja ympäristölle haitalliset vaikutukset tai vähentämään niitä. Typpidioksidipitoisuuden raja-arvot on annettu ihmisten terveyden suojelemiseksi. Taulukossa 2 on esitetty myös ajankohta, jolloin pitoisuuksien viimeistään tulee olla raja-arvoa pienemmät. Taulukko 2. Ulkoilman typpidioksidipitoisuuksien raja-arvot (Vna 711/2001). Ilman epäpuhtaus Keskiarvon Raja-arvo Sallitut Ajankohta, jolloin laskenta-aika (293 K, ylitykset pitoisuuksien 101,3 kpa) kalenteri- viimeistään vuodessa oltava raja-arvoa pienemmät Typpidioksidi 1 tunti 200 g/m 3 18 krt/vuosi kalenterivuosi 40 g/m TULOKSET 6.1 Typpidioksidipitoisuudet Leviämislaskelmien tuloksena saadut Hämeenlinnan keskustaan ja Länsireunan kaavaalueelle vuosille 2006 ja 2020 tehtyjen liikennearvioiden mukaisten päästöjen aiheuttamat suurimmat ulkoilman typpidioksidipitoisuudet tutkimusalueella on esitetty taulukossa 3. Liikenneperäisten päästöjen aiheuttamien pitoisuuksien lisäksi tuloksissa on otettu huomioon myös taustapitoisuus.

18 17 Taulukko 3. Leviämismallilla lasketut tutkimusalueen suurimmat ulkoilman typpidioksidipitoisuudet vuosille 2006 ja Ohje-/rajaarvo NO 2 pitoisuus (µg/m 3 ) Vuoden 2006 tilanne Vuoden 2020 tilanne Vuosikeskiarvo 40* Korkein vuorokausikeskiarvo korkein vuorokausikeskiarvo 70** Korkein tuntikeskiarvo Kork. tuntiarvojen 99 %:n rajapit. 150** korkein tuntikeskiarvo 200* *) terveysvaikutusperusteinen raja-arvo **) terveysvaikutusperusteinen ohjearvo Vuoden 2006 päästötilanteessa tutkimusalueen suurimmaksi typpidioksidipitoisuuden ohjearvoon verrannolliseksi vuorokausiarvoksi saatiin 65 µg/m³ (ohjearvo 70 µg/m³). Korkeimmaksi ohjearvoon verrannolliseksi tuntikeskiarvoksi saatiin vastaavasti 108 µg/m³ (ohjearvo 150 µg/m³). Korkeimmaksi vuosiraja-arvoon verrannolliseksi typpidioksidipitoisuudeksi saatiin 39 µg/m³ (raja-arvo 40 µg/m³) ja tuntiraja-arvoon verrannolliseksi pitoisuudeksi 102 µg/m³ (raja-arvo 200 µg/m³). Vuoden 2020 päästötilanteessa tutkimusalueen suurimmaksi typpidioksidipitoisuuden ohjearvoon verrannolliseksi vuorokausiarvoksi saatiin 67 µg/m³ (ohjearvo 70 µg/m³). Korkeimmaksi ohjearvoon verrannolliseksi tuntikeskiarvoksi saatiin vastaavasti 119 µg/m³ (ohjearvo 150 µg/m³). Korkeimmaksi vuosiraja-arvoon verrannolliseksi typpidioksidipitoisuudeksi saatiin 35 µg/m³ (raja-arvo 40 µg/m³) ja tuntiraja-arvoon verrannolliseksi pitoisuudeksi 113 µg/m³ (raja-arvo 200 µg/m³). Edellä esitetyt arvot ovat tutkimusalueen tiettyihin yksittäisiin laskentapisteisiin saatuja, kolmen vuoden pituisen tarkastelujakson suurimpia pitoisuusarvoja. On huomattava, että suurimman osan ajasta pitoisuuksien tunti- ja vuorokausiarvot ovat näissäkin laskentapisteissä selvästi pienempiä kuin esitetyt korkeimmat arvot. Suurimmassa

19 18 osassa tutkimusaluetta pitoisuudet ovat jatkuvasti merkittävästi pienempiä kuin niissä kohteissa, joissa esitetyt maksimiarvot esiintyvät. Hämeenlinnan keskustan ja lähialueen liikenteen päästöjen aiheuttama typpidioksidipitoisuuksien alueellinen vaihtelu vuoden 2006 tilanteessa on esitetty liitekuvissa 5, 7 ja 9. Liikenteen ja kauppakeskuksen pysäköintilaitoksen ilmastoinnin päästöjen aiheuttama typpidioksidipitoisuuksien alueellinen vaihtelu vuoden 2020 tilanteessa on esitetty liitekuvista 6, 8 ja 10. Laskelmien mukaan suurimmat typpidioksidipitoisuudet muodostuisivat molemmissa tilanteissa Paasikiventien ja Valtatie 3:n varsille. Ympäristöään korkeampien pitoisuuksien alueita muodostui myös vilkkaille risteysalueille ja niiden lähituntumaan. 6.2 Hiukkaspitoisuudet Typpidioksidin ohella merkittävin suomalaisen kaupunki-ilman epäpuhtaus on nykyisin hiukkaset. Hiukkaspitoisuuksiin vaikuttavia tekijöitä ei voida kuitenkaan nykyisin käytettävissä olevilla malleilla ottaa yhtä luotettavasti huomioon kuin typen oksideilla. Tähän vaikuttaa ennen kaikkea se, että huomattava osa kaupunki-ilman hiukkaspäästöistä on peräsin epäsuorista päästölähteistä, kuten mm. tuulen ja liikenteen ilmaan nostattamasta pölystä, jonka määrää on vaikea luotettavasti arvioida. Hiukkaspitoisuuksia ei tässä tutkimuksessa ole arvioitu leviämismalleilla. Liikenteen suorat pakokaasujen hiukkaspäästöt ovat lähes yksinomaan pienhiukkasia (hiukkasten halkaisija alle 2,5 µm, PM 2,5 ). Tieliikenne aiheuttaa myös epäsuoria hiukkaspäästöjä ajoneuvojen nostattaman katupölyn muodossa. Liikenteen aiheuttamista epäsuorista hiukkaspäästöistä suurin osa on kokoluokaltaan yli PM 2,5 :n. Koska liikenteen suorat hiukkaspäästöt ovat pienhiukkasia, eivät liikenteen suorissa hiukkaspäästöissä tapahtuvat muutokset juurikaan vaikuta esimerkiksi Hämeenlinnan keskustan tai Länsireunan kaava-alueen hiukkasten kokonaispitoisuuksiin tai hengitettävien hiukkasten (PM 10 ) pitoisuuksiin. Katujen liikennemäärien kasvu vaikuttaa jonkin verran paikallisesti katujen lähialueilla liikenteen nostattaman pölyn aiheuttamiin hiukkaspitoisuuksiin. Tulevaisuuden PM 10 -pitoisuuksiin on sekä alueellisesti että paikallisesti suuri merkitys sillä, miten hiukkaspitoisuuksiin vaikutetaan muilla toimenpiteillä (katujen

20 19 hiekoittaminen, katujen puhdistaminen jne.). PM 10 -pitoisuuksiin vaikuttavat huomattavasti myös säätekijät etenkin keväällä, jolloin hiukkaspitoisuudet ovat yleensä suurimmillaan. 7 TULOSTEN ARVIOINTI 7.1 Raja- ja ohjearvoihin verrannolliset pitoisuudet Tutkimuksessa arvioitiin leviämismallilaskelmin Hämeenlinnan keskustan ja Länsireunan kaava-alueen liikenteen ja suunnitellun kauppakeskuksen pysäköintilaitoksen ilmastoinnin päästöjen aiheuttamia typpidioksidipitoisuuksia vuosien 2006 ja 2020 liikennejärjestelyjä koskeville tilanteille. Arviointi tehtiin tarkastelemalla leviämislaskelmin maanpintaan muodostuvia pitoisuuksia. Seuraavassa verrataan mallilaskelmin saatuja pitoisuuksia luvussa 4 esitettyihin ilmanlaadun ohje- ja raja-arvoihin. Kuvassa 2 esitetään mallilaskelmien tuloksena saatujen liikenteen ja kauppakeskuksen pysäköintilaitoksen ilmastoinnin päästöjen aiheuttamien tutkimusalueen korkeimpien typpidioksidipitoisuuksien suhde (%) ilmanlaadun ohje- ja raja-arvoihin. Liikenteen päästöjen aiheuttamat Hämeenlinnan keskustan ja Länsireunan kaava-alueen korkeimmat typpidioksidipitoisuudet alittavat nyky- ja ennustetilanteessa ilmanlaadun ohje- ja raja-arvot. Vuoden 2006 tilanteessa suurimmat alueelle muodostuvat typpidioksidipitoisuudet ovat 93 % vuorokausiohjearvosta ja 72 % tuntiohjearvosta. Vastaavat vuoden 2020 tilanteessa alueelle muodostuvat typpidioksidipitoisuudet olisivat 96 % vuorokausiohjearvosta ja 79 % tuntiohjearvosta. Raja-arvoihin suhteutettuna suurimmat mallilaskelmin saadut typpidioksidipitoisuudet ovat nykytilanteessa 98 % ja tulevassa tilanteessa 88 % vuosiraja-arvosta ja nykytilanteessa 56 % ja tulevassa tilanteessa 57 % tuntiraja-arvosta. On huomattava, että edellä esitetty vertailu on tehty tutkimusalueen korkeimmille pitoisuuksille, jotka muodostuivat pääosin vilkkaimmille risteysalueille tai niiden lähistölle. Suuressa osassa kaava-aluetta pitoisuudet ovat edellä kuvattua selvästi pienempiä.

21 % 100 % 93 % 96 % Raja- tai ohjearvo 98 % 88 % 80 % 72 % 79 % 60 % 40 % 56 % 57 % Vuoden 2006 tilanne Vuoden 2020 tilanne 20 % 0 % 99 % tunti 2. vrk 19. tunti vuosi Ohjearvo Raja-arvo Kuva 2. Liikenteen ja kauppakeskuksen ilmastoinnin päästöjen aiheuttamat korkeimmat typpidioksidin (NO 2 ) maanpintatason pitoisuudet suhteessa (%) ilmanlaadun ohje- ja raja-arvoihin Hämeenlinnan keskustan ja Länsireunan kaava-alueella vuosien 2006 ja 2020 tilanteessa. 7.2 Vertailu mittaustuloksiin Leviämislaskelmien tuloksia voidaan verrata Hämeenlinnan Kaivokadulla suoritettavien NO 2 -mittausten tuloksiin. Taulukossa 4 on esitetty vuosina Kaivokadulla mitatut NO 2 -pitoisuudet sekä mittauspisteeseen leviämismallilaskelmilla saadut tarkastelujakson korkeimmat pitoisuudet (AHONEN, 2004, 2005, 2007). Mittaustuloksissa voi havaita selkeitä eroja tutkimusjakson eri vuosina mitattujen korkeimpien pitoisuuksien välillä, mutta keskiarvoisesti mittauksilla ja mallilla saadut pitoisuustulokset ovat samaa suuruusluokkaa. Leviämislaskelmien tulosten mukaan mittauspisteeseen saatu typpidioksidin vuosikeskiarvopitoisuus olisi noin 26 µg/m³ eli samansuuruinen kuin mittauksissa saatu vuosikeskiarvopitoisuus. Vertailuksi voidaan myös mainita, että useissa Suomen kaupungeissa tehtyjen ilmanlaatumittausten tulosten ja eri kaupunkeihin tehtyjen leviämismallilaskelmien tulosten perusteella etenkin suurimpien kaupunkien vilkkaasti liikennöidyillä keskusta-alueilla lähinnä liikenneväylien ja risteyksien lähei-

22 21 syydessä typpidioksidipitoisuudet ylittävät nykyisin ajoittain epäedullisissa meteorologisissa olosuhteissa ilmanlaadun raja- tai ohjearvot. Taulukko 4. Leviämismallilla lasketut ja ilmanlaadun mittauksilla saadut Kaivokadun mittauspisteen suurimmat ulkoilman typpidioksidipitoisuudet.. Mallitulokset NO 2 pitoisuus (µg/m 3 ) Ohje- /rajaarvo Mittaustulokset 2003 Mittaustulokset 2004 Mittaustulokset 2005 Vuosikeskiarvo 40* korkein vuorokausikeskiarvo 70** Kork. tuntiarvojen 99 %:n rajapit. 150** *) terveysvaikutusperusteinen raja-arvo **) terveysvaikutusperusteinen ohjearvo 8 YHTEENVETO JA JOHTOPÄÄTÖKSET Tässä tutkimuksessa selvitettiin liikenteen typenoksidipäästöjen vaikutusta Hämeenlinnan keskustan ja länsireunan kaava-alueen ilmanlaatuun. Ilmanlaatuvaikutuksia arvioitiin laskennallisesti leviämismallien avulla vuosien 2006 ja 2020 liikennejärjestelyjä koskeville tilanteille. Keskustan länsireunan kaavamuutoksen vaikutuksia tarkasteltiin siten, että ennustemallissa otettiin huomioon suunniteltu rakentaminen ja tulevat muutokset liikennejärjestelyissä. Leviämislaskelmin tarkasteltiin keskustan ja Länsireunan kaava-alueen autoliikenteen typenoksidipäästöjä. Laskelmissa otettiin huomioon katujen ja teiden liikenteen päästöjen lisäksi myös suunnitellun kauppakeskuksen pysäköintilaitoksen ilmastoinnin päästöt. Katujen ja teiden autoliikenteen päästöt mallinnettiin viivalähteinä ja kauppakeskuksen pysäköintilaitoksen ilmanpoistopiippujen kautta vapautuvat päästöt pistelähteinä. Laskennassa on huomioitu myös alueellinen taustapitoisuus. Leviämismallilla saatuja typpidioksidipitoisuuden tilastollisia suureita verrattiin ulkoilman terveysvaikutusperusteisiin ohje- ja raja-arvoihin.

23 22 Liikenteen päästöillä on nykyisin suuri vaikutus kaupunkien ilmanlaatuun, päästöjen vapautuessa matalalta nostaen hengitettävän ilman epäpuhtauspitoisuuksia. Liikenteen päästöjen aiheuttamista epäpuhtauspitoisuuksista erityisesti typpidioksidi- ja hiukkaspitoisuudet ovat nykytietämyksen mukaan terveysvaikutuksiltaan merkittävimpiä. Liikenteen päästöjen aiheuttamat muiden epäpuhtauksien pitoisuudet ovat pienentyneet ja niiden vaikutus ilmanlaatuun ja ihmisten terveyteen on vähentynyt. Tässä selvityksessä tarkasteltiin liikenteen typenoksidipäästöjen leviämistä. Liikenteen päästöjen vaikutuksista aiheutuu epäsuorasti ja suorasti myös hiukkaspitoisuuksia, joiden arviointiin leviämismalleilla liittyy typenoksidipäästöjen mallinnusta suurempia epävarmuuksia. Etenkin lyhytaikaisten esimerkiksi katujen pölystä aiheutuvien hiukkaspitoisuuksien arvioiminen on leviämismalleilla vaikeaa. Hiukkaspitoisuuksista merkittävä osa on peräisin liikenteen nostattamasta katupölystä, jonka määrään voidaan vaikuttaa katujen hoidolla ja kunnossapidolla. Ilman epäpuhtauspitoisuuksien muodostumiseen vaikuttaa päästömäärien lisäksi päästöjen ajallinen vaihtelu ja vallitsevat säätilanteet. Suurimpia pitoisuuksia esiintyy useimmiten liikenteen päästöjen vaikutuksesta ruuhka-aikoina sekä meteorologisissa tilanteissa, joissa päästöjen laimeneminen on heikkoa. Tällaisia meteorologisia tilanteita voivat olla esimerkiksi tyynet tai inversiotilanteet, jolloin epäpuhtaudet laimenevat heikosti tai ilman sekoittuminen on pystysuunnassa estynyt. Liikenne-ennusteiden mukaan ajoneuvojen määrä tulee kasvamaan tietyillä tieosuuksilla Hämeenlinnassa (esim. Paasikiventie) merkittävästi vuoteen 2020 mennessä. Ajoneuvokannan uudistuessa ja pakokaasujen puhdistustekniikoiden kehittyessä päästöjen oletetaan kuitenkin pääsääntöisesti laskevan, vaikka typpidioksidin osuuden typenoksidien kokonaispäästöistä arvioidaankin kasvavan. Leviämislaskelmien tulosten mukaan voidaan ilmanlaatua Hämeenlinnan keskustassa ja kaava-alueella pitää sekä nyky- että ennustetilanteessa tyydyttävänä, korkeimpien pitoisuuksien alittaessa typpidioksidin ohje- ja raja-arvot. Korkeimmillaan typpidioksidipitoisuudet voivat kuitenkin olla lähes ohje- ja raja-arvojen suuruisia. Nyky- ja ennustetilanteen välillä ei ole huomattavia eroja korkeimpien pitoisuuksien eikä alueel-

24 23 lisen jakauman osalta. Lyhytaikaisia, lähinnä tuntiohjearvoon verrannollisia pitoisuuksia esiintyy tulevassa tilanteessa laajemmalla alueella kuin nykyisin. Suurimmat typpidioksidipitoisuudet muodostuvat sekä nyky- että ennustetilanteessa Vt3:n ja Paasikiventien varsille sekä vilkkaille risteysalueille. Etäisyyden kasvaessa liikenneväylistä päästöjen aiheuttamat pitoisuudet pienenevät merkittävästi ja suuressa osassa keskusta-aluetta ilmanlaatua voidaan pitää hyvänä. Mallilaskelmilla on tarkasteltu pitoisuuksien muodostumista ainoastaan maanpintatasoon eikä rakennusten vaikutusta päästöjen leviämiseen ole yksityiskohtaisesti huomioitu. Ylöspäin mentäessä pitoisuudet pääsääntöisesti laimenevat ja yläkerrosten korkeudella sekä rakennusten sisäpihoilla ilmanlaadun voidaan olettaa olevan tienvierustojen maanpintatason ilmanlaatua parempaa. Ilmanlaadun ohje- ja raja-arvot tulisi ottaa huomioon esimerkiksi liikennesuunnittelussa ja kaavoituksessa, jolloin pyritään etukäteen välttämään ihmisten pitkäaikainen altistuminen terveydelle haitallisen korkeille epäpuhtauspitoisuuksille. Liikennesuunnittelussa voidaan ilmanlaadulliset seikat huomioida esimerkiksi ohjaamalla raskas liikenne väylille, joiden varsilla ei oleskele tai asu paljon ihmisiä. Vilkkaimpien liikenneväylien ja risteyksien lähistöjen rakentamista suunniteltaessa ilmanlaadun vaikutus viihtyvyyteen ja ihmisten terveyteen tulisi ottaa huomioon sekä rakennusten sijoittelussa että teknisissä ratkaisuissa, esimerkiksi sijoittamalla raittiin ilman sisäänottokohdat mahdollisimman kauas liikenneväylistä sekä korkealle maanpintatasosta. Asemakaavan muutos keskustan länsireunalla mahdollistaa moottoritien kattamisen ja rakentamisen katteen päälle. Tien kattaminen ja liikenteen ohjaaminen tunneliin parantavat paikallisesti ulkoilman laatua, mutta tunnelin suuaukoille voi muodostua korkeita pitoisuuksia. Kaavamuutoksen toteutuessa ilmanlaatu länsireunalla ei tule paljon muuttumaan, vaikka liikennemäärät ympäröivillä kaduilla kasvavat uusien liikennejärjestelyjen ja liikenteen yleisen kasvutrendin vuoksi. Kauppakeskuksen pysäköintilaitoksen päästöt aiheuttavat vain hyvin vähäisen lisän liikenteen päästöistä aiheutuviin pitoisuuksiin, koska päästömäärät ovat vähäisiä ja ne vapautuvat maanpinnasta korkealla.

25 24 VIITELUETTELO AHONEN, A., Hämeenlinnan ilmanlaadun mittaustulokset vuonna J.P.Pulkkisen kalibrointi Ky. AHONEN, A., Hämeenlinnan ilmanlaadun mittaustulokset vuonna J.P.Pulkkisen kalibrointi Ky. AHONEN, A., Hämeenlinnan ilmanlaadun mittaustulokset vuonna J.P.Pulkkisen kalibrointi Ky. BENSON, P., CALINE 4 a dispersion model for predicting air pollutant concentrations near roadways. FHWA/CA/TL-84/15, California Department of Transportation, Sacramento. BRIGGS, G.A., Plume rise predictions. Teoksessa: HAUGEN, D.A. (toim.), Lectures on air pollution and environmental impact analysis. American Meteorological Society, s BRIGGS, G.A., Plume rise and buoyancy effects. Teoksessa: SANDERSON, D. (toim.), Atmospheric Science and Power Production. US Dept. of Energy DOE/TIC , s BUSINGER, J.A., WYNGAARD, J.C. IZUMI, Y. & BRADLEY, E.F., Fluxprofile relations in the atmospheric surface layer. J. Atmos. Sci. 28, s CAUGHEY, S.J., WYNGAARD, J.C. & KAIMAL, J.C., Turbulence in the evolving stable boundary layer. J. Atmos. Sci., 36, s HANNA, S.R., Air quality modelling over short distances. Teoksessa: HOUGHTON, D.D. (toim.), Handbook of Applied Meteorology, University of Wisconsin. HOLTSLAG, A.A.M., Estimates of diabatic wind speed profiles from near surface weather observations. Bound.-Layer Meteorol. 29, s JANSSEN, L.H.J.M., van WAKEREN, J.H.A., van DUUREN, H. & ELSHOUT, A.J., A classification of NO oxidation rates in power plant plumes based on atmospheric conditions. Atmos. Environ. 22:1, s KARPPINEN, A., KUKKONEN, J., NORDLUND, G., RANTAKRANS, E., VALKAMA, I., A dispersion modelling system for urban air pollution. Ilmansuojelun julkaisuja 28, Ilmatieteen laitos, Helsinki. KARPPINEN, A., Meteorological pre-prosessing and atmosmospheric dispersion modeling of urban air quality and applications in the Helsinki metropolitan area. Contributions 33, Finnish Meteorological Institute, Helsinki.

26 25 LUHAR, K. L. & PATIL, R. S., A general finite line source model for vehicular pollution prediction. Atmos. Environ. 23, MÄKELÄ, K., LAURIKKO, J. & KANNER, H., Suomen tieliikenteen päästöt. LIISA 2003 laskentajärjestelmä. Valtion teknillinen tutkimuskeskus, Rakennus- ja yhdyskuntatekniikka, Tutkimusraportti RTE 1377/03. RANTAKRANS, E., Uusi menetelmä meteorologisten tietojen soveltamiseksi ilman epäpuhtauksien leviämismalleissa. Ilmansuojelu-uutiset 1/90, s Vnp 480/96. Valtioneuvoston päätös ilmanlaadun ohjearvoista ja rikkilaskeuman tavoitearvoista. Annettu Helsingissä Vnp 711/2001. Valtioneuvoston asetus ilmanlaadusta. Annettu Helsingissä WRATT, D.S., An experimental investigation of some methods of estimating turbulence parameters for use in dispersion models. Atmos. Environ. 21:12, s /30/EY. Neuvoston direktiivi ilmassa olevien rikkidioksidin, typpidioksidin ja typen oksidien, hiukkasten ja lyijyn pitoisuuksien raja-arvoista. Annettu

27 LIITEKUVAT

28 Kuva 1. Tuulen suunta- ja nopeusjakauma Hämeenlinnan seudulla vuosina

29 100 % 90 % 80 % 70 % 60 % 50 % Heikko sekoittuminen Kohtalainen 40 % 30 % 20 % Voimakas 10 % 0 % kuukausi 100 % 90 % 80 % 70 % > 500 m 60 % 50 % 40 % 30 % 20 % 10 % 0 % m m < 100 m kuukausi Kuva 2. Sekoitusvoimakkuuden (ylempi kuva) ja sekoituskorkeuden (alempi kuva) esiintymistaajuus kuukausittain Hämeenlinnan seudulla vuosina

30 19 02 HÄMEENLINNAN KAUPUNKI Lukiokatu Valtatie Kasarmikatu Kaivokatu Raatihuoneenkatu Eureninkatu Turuntie Paasikiventie NOx-päästöt [kg/v/m] > < ,1 0, kilometriä Ilmatieteen laitos 2007 Kuva 3. Liikenteen NOx-päästöt ja vuorokauden keskimääräiset liikennemäärät Hämeenlinnassa nykytilanteessa.

31 HÄMEENLINNAN KAUPUNKI Lukiokatu Kasarmikatu Kaivokatu Raatihuoneenkatu Eureninkatu Turuntie Paasikiventie Valtatie ,1 0, kilometriä Ilmatieteen laitos 2007 NOx-päästöt [kg/v/m] > < 1 Kuva 4. Liikenteen NOx-päästöt ja vuorokauden keskimääräiset liikennemäärät Hämeenlinnassa vuonna 2020.

32 HÄMEENLINNAN KAUPUNKI 40 = raja-arvo 39 Lukiokatu Valtatie 3 Kasarmikatu Kaivokatu 20 Eureninkatu Raatihuoneenkatu 0 (µg/m³) Turuntie Paasikiventie Vuosikeskiarvo Raja-arvo = 40 µg/m³ Ilmatieteen laitos ,15 0,3 kilometriä > < 20 = maksimi = 39 µg/m³ Kuva 5. Liikenteen päästöjen aiheuttama typpidioksidipitoisuuden vuosikeskiarvo (µg/m³) nykytilanteessa.