SOU 1977:68

Energi, hälsa, miljö

Underlagsrapport till energi- och miljökommitten utarbetad inom

statens naturvårdsverk

SM]?

Underlagsrapp ort till energi- och miljökommitten utarbetad inom

statens naturvårdsverk

S&M

...||.. .' .. |". .l' .' """.'.'"..'" | '.- ' |' |. ' | '.. | .l'q-H...”..|.;g.,.w..|.'..w 'u."|.'. . ' ” ..'.'. .T'H'W' ' . : . .» ' "* .' . '. .'| . | I'. '. |' . -|.| _ = ' " ' . _ . . | "|. ' ' ' | |: "|| '| "1- l"l- '='—| _'_ I-JHJ __'_ _ . _ '- _.;|_. I.., '.'AH " ". ,_.i|;".p._ ., _ . " . . " "'|'. -. . . . .' ' ' ". .. |. . .' . ."”. '- . '. | . .. '|"..'. .. |z|... ' =...) ', ".i'. |". | | | | - | | ||| .'l ||| | i; . . .. I,” ""l'l'. r ."' WIFI. .' ,:u'lil'” . .. ._ '. " |. "'l|'|" ..' .. 5.115g '. .. . ". ' |||. '.'. gm _ || I'll | "I "H'lll' I.|' ! ||" '|| Li '" h*n " .. ' '.' ..; lå;- .."""' . ' "" "" .' |' . .. . ' . . . ""'"." | | '. '. ' ... "" .lu..*1"" '. II I |: || ! ".."" ' | . . | _| .' .1-| . | __ _l..|_ ' | . | | | . .. ' ,'|' ....I

& Statens offentliga utredningar WW sou 1977:68 % Jordbruksdepartementet

Energi MiljsdI "

Bilaga 1 Hälso- och miljöverkningar vid användning av fossila bränslen

Betänkande av energi- och miljökommittén

Omslag Håkan Lindström Jernströms Offseuryck AB

ISBN 91—38-03727—0 ISSN 0375—250X GOTAB, Stockholm 1977

FÖRORD

Chefen för jordbruksdepartementet tillkallade den 5 februari 1976 sju sakkunniga för att utarbeta en översiktlig och lätt— tillgänglig redovisning av hälso— och miljöeffekterna vid an— vändning av olika energikällor. De sakkunniga antog namnet Energi— och miljökommittén.

Arbetet har slutförts i september 1977 och presenteras i be— tänkandet Energi, Hälsa, Miljö (SOU l977:67). Betänkandet be— skriver i översiktlig form inverkan på hälsa och miljö vid an- vändning av vattenkraft, fossila bränslen, kärnkraft och vissa ytterligare energislag. Som underlag för kommitténs sammanfat— tande redovisningar och bedömningar har på kommitténs uppdrag utarbetats ett antal underlagsrapporter som omfattar tekniska data och beräkningar samt ger sammanställningar av de medicins- ka och naturvetenskapliga resultat som kommittén har grundat sina bedömningar på. Tre av underlagsrapporterna redovisas i SOU—serien som bilagor till kommitténs betänkande. De är:

1. Hälso— och miljöverkningar vid användning av fossila bräns— len (SOU l977:68). En expertgrupp inom naturvårdsverket har svarat för detta uppdrag. Uppdragsledare har varit chefen för verkets omgivningshygieniska avdelning, professor Lars Friberg, tillika expert i kommittén. Underlaget beträffan- de utsläpp av föroreningar och miljöpåverkan har utarbetats inom verkets tekniska avdelning under ledning av byråchef Lars Lindau.

2. Hälso— och miljöverkningar vid användning av kärnkraft (SOU l977:69). En expertgrupp inom strålskyddsinstitutet har svarat för detta uppdrag. Uppdragsledare har varit in— stitutets chef, professor Bo Lindell, tillika expert i kom— mittén.

3. Arbetsmiljö vid energiproduktion (SOU l977z70). För detta uppdrag har svarat dåvarande överingenjören vid arbetar— skyddsstyrelsen, Yngve Hagerman, tillika expert i kommittén.

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

INNEHÅLL DEL 1 INTRODUKTION 1.1 Uppdragets omfattning 1.2 Vissa anvisningar rörande utgångspunkter

DEL 2

N N . - H O

N N N N . . Ul ab w lx)

2.6

NNN . HkDOZ)

3.4

3.5

3.6

och redovisningsformer m m Uppdragets genomförande

UTSLÄPP, SPRIDNING OCH FÖRORENINGSHALTER

Sammanfattning

Översikt avseende föroreningar vid ut— nyttjande av vissa energiråvaror Energiprognoser Emissionssituationen, nuläget och 1985 Halter av luftföroreningar Beräkning av framtida luftförorenings— halter i två typiska orter under olika förutsättningar Beräkning av föroreningsbidrag till luft från fossileldade kraftverk Luftföroreningshalter vid olika utred— ningsalternativ Nedfall av föroreningar Dosberäkningar Behov av forsknings— och undersöknings- verksamhet

Referenser

EFFEKTER PÅ MILJÖN

Sammanfattning

Försurning av mark och vattendrag Direkta effekter på växter och material p g a exposition av gaser som ozon, sva— vel— och kväveoxider

Effekter på terrestra ekosystem p g a metallnedfall

Effekter på akvatiska ekosystem p g a metallnedfall

Effekter på ekosystem p g a nedfall av polyaromatiska kolväten Effekter på yt— och grundvatten p g a deponering av fast avfall

Effekter på landskapsbild

Effekter av utsläpp av varmvatten och radioaktivt material

Effekter p g a utsläpp till vatten från kraftverk Påverkan på klimat Behov av forsknings— och undersöknings— verksamhet Referenser

11 11

13

19 23 55 61 91 113 139 151 165 201

221 225

239

247 255

287

293

327

359

385 393

405

411 415

423 425

DEL 4

.se. . NH

4.3

bdb-bb .- xIO'NU'lJå-

4.8

HÄLSOEFFEKTER

Introduktion Teoretiska och biologiska begrepp samt toxikologiska bakgrundsdata Akuta effekter av luftföroreningsepisoder samt akuta och kroniska icke—cancerogena effekter i luftvägarna associerade med luft— föroreningar Sena effekter Systemtoxiska effekter Besvärsreaktioner Hälsoeffekter av luftföroreningar med särskild hänsyn till förbränningspro— dukter av fossila bränslen

Referenser

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

435

439

445

457 473 507 521

525 545

STATENS NATURVÅRD SVERK Omgivningshygieniska avdelningen Tekniska avdelningen

HÄLSO— OCH MILJÖVERKNINGAR VID UTNYTTJANDE AV FOSSILA BRÄNSLEN

DEL 1

INTRODUKTION

Rapport till Energi— och miljökommittén

1

1.1 1.1.1 1.1.2 1.1.3 1.1.4 1.2 1.3

INNEHÅLLSFÖRTECKNING

Introduktion

Uppdragets omfattning Allmänt

Sambandet i stort mellan bränsleutnyttjande och förore— ningar

Påverkan på miljön Påverkan på människan

Vissa anvisningar rörande ut— gångspunkter och redovisnings—

former m m

Uppdragets genomförande

Sid

kaOkD

10 10

1 I N T R 0 D U K T I O N

Energi— och miljökommittén har haft behov av sam— manställningar av befintligt kunskapsunderlag be— träffande hälso— och miljöeffekter av olika energi— slag. Man uppdrog därför i skrivelse 1976—06—21 åt naturvårdsverket att medverka i utredningsarbetet vad gäller underlag rörande hälso— och miljöeffek— ter av fossila bränslen. Liknande uppdrag har lämnats till strålskyddsinstitutet vad avser effek— ter av kärnkraft och till arbetarskyddstyrelsen vad avser risker i arbetsmiljön vid produktion och användning av olika energislag. Uppdraget har givits så att naturvårdsverket ställt viss utred— ningskapacitet till förfogande, d v s denna under— lagsrapport binder inte naturvårdsverkets ställ— ningstagande i ett eventuellt senare remissförfar— ande.

Omfattningen av uppdraget till naturvårdsverket framgår av en PM från Energi— och miljökommittén av 1976—06—03. En sammanfattning av denna PM fram— går nedan.

1.l UPPDRAGETS OMFATTNING

1.1.1 ALLMÄNT

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

1.1.2 SAMBANDET I STORT MELLAN BRÄNSLEUT— NYTTJANDE OCH FÖRORENINGAR

Följande frågor skall översiktligt belysas:

— Vilka föroreningar orsakas av olika former av framställning och utnyttjande av skilda bränslen?

— Vilka relativa bidrag till föroreningar ges av olika användningsområden och processled?

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

Redovisningen skall främst avse föroreningar alst— rade i Sverige men med vissa utblickar över vad som tillförs utifrån. Beräkningarna och bedöm— ningarna skall utgå från nu använd teknik.

1.1.3 PÅVERKAN PÅ MILJÖN

Påverkan på miljön t ex avseende

— landskapsbild och nyttjande — växt— och djurliv (inkl aquatisk miljö) — klimat

— övrigt

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

1.1.4 PÅVERKAN PÅ MÄNNISKAN

Samband mellan föroreningar och hälsorisker belyses genom bl a

— Vilka effekter kan påvisas av den totala föro— reningsbilden enligt 1.1.2?

— Vilka ämnen bedöms i första hand medföra hälso— risker, bl a utifrån arbetsmiljöundersökningar? I första hand behandlas svaveloxider, kväve— dioxider, koloxid, kolväten, tungmetaller som vanadin, nickel, bly och deras föreningar samt stoft.

— Vilka orsakssamband har man anledning misstänka mellan hälsoeffekter och olika föroreningskäll— or enligt 1.1.2 liksom även andra källor (rök— ning)? Dos—responssamband och möjligheterna att härur beräkna och bedöma hälsorisker belyses.

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

1.2 VISSA ANVISNINGAR RÖRANDE UTGÅNGSPUNKTER OCH REDOVISNINGSFORMER M M

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

I princip skall samtliga processled behandlas, d v s

— utvinning

— transport, lagring

— raffinering, kemisk omvandling (t ex gasfram— ställning)

— värme— och kraftproduktion — övrig slutanvändning såsom bilmotorer — avfallshantering

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

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

Mått på påverkan ges så långt möjligt i kvantita— tiva termer (t ex km påverkad landskapsyta, in— komst— och sysselsättningsbortfall för olika näringar,sjukdomsfrekvenser).

1.3 UPPDRAGETS GENOMFÖRANDE

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

Uppdraget redovisas i fyra delar:

Del 1 Introduktion Del 2 Utsläpp, spridning och föroreningshalter Del 3 Miljöeffekter Del 4 Hälsoeffekter

Del 2: Utsläpp, spridning och föroreningshalter, har utarbetats på tekniska avdelningen. Huvudan— svarig har varit byråchef Lars Lindau. Beträff— ande övriga medverkande hänvisas till del 2.

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

Del 4: Hälsoeffekter, har utarbetats på omgivnings— hygieniska avdelningen i nära samarbete med hygi— eniska institutionen, Karolinska institutet. Huvud— ansvarig har varit professor Lars Friberg och docent Rune Cederlöf. Beträffande övriga medar— betare se del 4. För att belysa vissa frågor rör— ande framför allt sena effekter anordnades ett internationellt symposium i Karolinska institutets regi (se del 4).

STATENS NATURVÅRDSVE RK Tekniska avdelningen

HÄLSO— OCH MILJÖVERKNINGAR

VID UTNYTTJANDE AV FOSSILA BRÄNSLEN

DEL 2 UTSLÄPP, SPRIDNING OCH FÖRORENINGSHALTER

Rapport till Energi— och miljökommittén

FÖRORD

Avsnittet om utsläpp, spridning och förorenings— halter vid utnyttjande av fossila bränslen har utarbetats vid naturvårdsverkets tekniska avdel- ning. Utredningsarbetet är ett grupparbete med medverkan av Carl—Elis Boström, Folke Larsson, Thomas Levander, Lars Lindau och Olle Åslander. Förutom avdelningens tjänstemän har personal från utomstående institutioner medverkat i olika delar. Christina Gyllander, AB Atomenergi: "Beräkning av regionala doser", Ulf Högström, Uppsala Universi— tet: "Beräkning av nedfall av kvicksilver", Arne Jernelöv, Institutet för Vatten— och Luft— vårdsforskning: "Beräkning av kvicksilverupp- tagning i fisk", Malmö hälsovårdsnämnd: "Samman— ställning av luftkvalitetsdata", Christer Persson, SMHI: "Beräkning av partikelnedfall kring en punktkälla".

NNNNNNNNNNNNNNNNNNNNNNNNNN o...-.......-..-.....-...-

N N N

N

NNNMNNNNN ..... .-

.

.

|—'v-—'|—JHHHHHHHHHHHHHHHHHHHHHHH .........................

NNN . . NH

U)

.

»

wwwwwwwww .. .... mbwwwwwmr-n . . . .

.3.6

mt»uuw.>asb1>wt»u>wtbkowrohswropawp4H|APAH . . . . .. .. . . .. . . . .. . .

.

UlwaH Omwat—l

J-XWNI—i

WMP—' wNv—l

bwh)»—

INNEHÅLLSFÖRTECKNING

Utsläpp, spridning och föro— reningshalter

Sammanfattning

Översikt avseende föroreningar vid utnyttjande av vissa ener—

giråvaror Introduktion Stoft Metaller Svaveloxider Kväveoxider Koldioxid Kolväten Petroleum Utvinning Transport Raffinering Distribution Lagring

Kol Utvinning Transport Lagring Buller Naturgas Egenskaper Transport Lagring övriga bränslen Torv Energiskogar Oljeskiffer

Energiprognoser Elkraftproduktion Förbrukning av bränslen

Emissionssituationen, nulä— get och 1985 Fossileldade kraftverk Uppvärmning Transportmedel

Bilparkens utveckling Trafikarbetsutveckling Emissionsfaktorer

Emissioner Svaveldioxidutsläpp i Sverige Metallutsläpp till luft i Sverige från förbränning av fossila bränslen Teknisk utveckling till 1990

Sida

19

19

23 23 23 24 24 25 26 26 26 26 30 33 35 36 37 37 39 41 46 47 47 48 49 49 49 51 52

55 55 56

61 61 78 79 79 81 81 81 82

82 88

2.4.2

2.5

N U1U1 ..

N (QNNNN N NN . . . . . . . . Ul U1U1U'1U'IUI U'! U'IUI . . . . . . . . . 0 U.)

NNNNN UIU'I'JIU'IU'I

N CN

NN XIX! .. NH

U'IUIUIUW-b ww . . . .

..... xooouaxox ..

le—l

Halter av luftföroreningar Hittillsvarande utveckling och nuläge i Sverige Mätningar av svaveldioxid och sot Mätningar av kväveoxider, koloxid, svävande stoft och ozon Uppskattning av luftför— oreningshalter utifrån emissionsdata Data från vissa utländska orter

Beräkning av framtida luft— föroreningshalter i två typiska orter under olika förutsättningar Introduktion Metodik att uppskatta framtida halter Halter i modellstäderna Beräkning av bidraget av föroreningar från motor— fordon Beräkningsförutsättningar Bearbetning av luftkvali— téundersökningar Luftföroreningshalter på grund av bilavgaser Emissioner i modellstäder— na

Svaveldioxid Kväveoxider

Halter ovan tak

Halterii gatuplanet Bidraget till kväveoxid— halter från olika källor Svävande stoft — inklu— sive metaller

Stoft — totalt Metallaerosoler

Koloxid Polyaromater Övriga kolväten

Beräkning av förorenings— bidrag till luft från fossileldade kraftverk

Luftföroreningshalter vid olika utredningsalternativ Beräkningar Diskussion

91

91

91

91

93

105

113 113

114 114

115 117

117

117

118 122 124 124 127

130

131 131 133 134 136 137

139

151 151 152

NN . oooo

2.8.2

NNN 000000 Nbs ub—

.

NN COQ) ob

;>

NN . oooo U'lb

.

NNN . 000000 000

NH

NN . . . oooo ONO'N bk.)

,......

NNN . kOXOkD

NNNN . . . . kOkDNOkO NLQ; &;

eu:

.

u>wanu>erN DRABJH

h2N N N NPUN xoxonowxowko

2.11

Appendix:

Nedfall av föroreningar Bakgrundsnedfall av metaller

Partikel— och metallnedfall kring kraftverk — med utgångs— punkt från en spridningsmo— dell

Inledning Förutsättningar

Diskussion av partikeldepo— sition

Beräkningsresultat

Partikel— och metallnedfall kring ett kraftverk — med ut— gångspunkt från depositions— mätningar Nedfall av kvicksilver Nedfall av bly p g a utsläpp från motorfordon Nedfall av svavelföreningar Beräkningsförutsättningar— Kortfattad redogörelse för beräkningsmetodiken Resultatdiskussion Synpunkter på använd beräk— ningsmetodik

Dosberäkningar

Doser via andningsorganen Dosbidrag från uppvärmnings— anläggningar och motorfordon i modellstäderna Dosbidrag från fossileldat kraftverk Kollektivdosberhkningar Doser via näringskedjor Metallupptagning i jord Doser via upptagning av metaller i växter och djur Kvicksilver Bly Uppskattning av regional dos Underlag för beräkningarna Individdosberäkningar Kollektivdosberäkningar Diskussion av beräkningarna

Behov av forsknings— och undersökningsverksamhet

Referenser

Konsekvensbedömning av olje— utsläpp vid katastrof på oljeplattformar och vid olje- transporter i tankfartyg

165 165

169 169 169

170 173

178 181

182 183 183

186 187

189

201 201

201

201 202 202 202

207

209 214 214 214 216 216 219

221

225

2 U T S L Ä P P, S P R I D N I N G 0 C H F Ö R O R E N I N G 5 H A L T E R

2.0 SAMMANFATTNING

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

Som tidpunkter för beräkning av utsläppen har valts nuläget och 1985. Huvuddelen av uppgifterna om framtida behov av olika former av energi har hämtats från energiprognosutredningen samt energi— propositionen 1975:30. Två alternativ har valts för förhållandena 1985, ett med kärnkraft enligt tidigare utbyggnadsplaner och ett helt utan kärn— kraft. För alternativet utan kärnkraft har anta— gits 6 nya kol— eller oljeeldade kondenskraftverk på 1 000 och 2 000 MWel.

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

Det är inte praktiskt möjligt att beräkna de luft— föroreningshalter som 1985 kan uppträda i olika svenska tätorter för skilda alternativ av energi— produktion/användning. Beräkningarna har därför utförts för två modellstäder med 25 000 resp 200 000 inv och med fjärrvärmesystem. Som väntat blir bidragen från biltrafiken nära 100 Z på gatu— nivå för kväveoxider, koloxid, polyaromatiska kol- väten och partiklar. Trafiken bidrar även i väsent— lig utsträckning till föroreningshalterna i övrigt i städerna särskilt i fråga om kväveoxider och stoft. Svaveldioxidnivåerna påverkas däremot till stor del av uppvärmningsanläggningar. Säkra värden för koncentrationen har inte kunnat beräknas för alla förekommande ämnen. Det måste emellertid fram— hållas att i en stad, särskilt på gatunivå, före— kommer det en mångfald substanser med effekt på människan.

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

Även vissa dosberäkningar har utförts. Dosen av föroreningar till människan via andningsorganen har beräknats för modellstäderna Och för bidraget från kraftverken. Även den regionala dosen har upp— skattats d v 3 det dosbidrag ett enskilt stort kraftverk i Sverige kan ge på befolkningen i Väst— europa av en utsläppt cancerogen substans som benzo(a)pyren. Ko lektivdosen för Västeuropa blir 2 till 5 man pg/m vilket är betydligt större än den dos 25 000 inv—staden i närhesen av anlägg— ningen får mottaga, 0,03 man pg/m år.

Tyvärr saknas data för andra ämnen än kvicksilver för beräkning av de metallmängder som kan nå männi— skan via näringskedjor. Upptagningen av metylkvick— silver i fisk i sjöar utsatta för nedfall från ett koleldat kraftverk har dock kunnat beräknas, även om osäkerheterna särskilt i depositionsberäkningar— na är mycket stora. Efter 10—15 år kan fisk i sjöar inom ett område av 10 km från ett koleldat kraft— verk (2 000 MWel) få tillskott av 0,4 mg metyl— kvicksilver per kg och detta område kan vidgas

ytterligare efter längre tid. Siffran 0,4 mg/kg kan jämföras med svartlistningsgränsen 1,0 mg/kg och gränsen för restriktiv konsumtion 0,5 mg/kg. Många sjöar i landet idag ligger redan nu mellan 0,5 och 1,0 mg/kg vilket innebär att ett koleldat kraftverk efter någon tid kan förorsaka att många sjöar måste svartlistas. Uppskattningar har även gjorts av depositionen av svavelföreningar och metaller p g a utsläpp från fossileldade kraftverk. Se vidare miljöeffekter.

Det bör framhållas att bedömningarna i fråga om utsläppen baseras på dagens teknik. Det bör även understrykas att utsläppen i framtiden kan minska genom att ny teknik kommer till användning. Det som idag ser lovande ut är förändring av förbrän— ningstekniken genom användning av t ex fluidiserad bädd och installation av spärrfilter vid stora kraftverk. Detta skulle kunna leda till en minsk— ning av utsläppen av kväveoxider och partikelbund- na metaller med åtminstone 50 2 jämfört med dagens teknik. Någon teknik som kommer att medföra en minskning av betydelse för svaveldioxidutsläppen jämfört med den rökgasavsvavling som tillämpas idag bedöms inte kunna komma fram före 1990 och någon praktisk möjlighet att minska kvicksilver— utsläppen på annat sätt än kvicksilverfattiga kol bedöms inte heller bli tillgänglig. De s k åter— vinningsprocesserna för rökgasavsvavling kan dock väntas komma fram varvid mindre mängder slam kom— mer att produceras. Effekter i fråga om försurning och kvicksilverupptag i fisk kvarstår alltså i huvudsak oförändrade även för framtiden. I ett längre tidsperspektiv är kolförgasning en möjlig— het till mer drastiska nedskärningar av utsläppen.

I fråga om utsläppen från motorfordon finns redan idag teknik som väsentligt kan minska utsläppen, katalytisk efterförbränning. Den ställer dock särskilda krav på blyfritt bränsle och är dyrba- rare än de system som tillämpas i Sverige för närvarande. Förbättrad rening kan endast införas på nya bilar varför det tar lång tid innan nya regler slår igenom i sänkta föroreningsmängder.

2.1 ÖVERSIKT AVSEENDE FÖRORENINGAR VID UTNYTTJANDE AV VISSA ENERGIRÅVAROR

2.1.1 INTRODUKTION

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

Vid exploatering av energiråvaror och transport av bränslen kan såsom exempel föroreningsrisker upp— komma:

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

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

2.1.1.1 Stoft

Vid förbränning av fossila bränslen kommer rök— gaserna att innehålla större eller mindre mängd fasta partiklar. Dessa utgörs av dels sotpartiklar, bestående av rent kol som bildas vid ofullständig förbränning och dels askpartiklar, som till stör— sta delen består av metalloxider och silikater. Naturvårdsverket föreskriver ett maximalt stoft— utsläpp från större oljeeldade anläggningar mot— svarande 1 g/kg förbränd olja (SNV l973:8).

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

2.1.l.2 Metaller

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

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

Elfilter och slangfilter avskiljer endast partiku— lära föreningar. Lättflyktiga metaller, såsom arse— nik, kadmium och kvicksilver, uppträder delvis i gasform och avskiljs med betydligt lägre avskilj— ningsgrad än totalavskiljningsgraden för de parti- kulära föroreningarna.

2.1.1.3 Svaveloxider (SOX)

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

Svaveldioxidutsläppen i Västeuropa uppgick 1973 till ca 22 miljoner ton och i Östeuropa till

ca 38 miljoner ton. I Sverige var totala utsläppet år 1975 810 000 ton varav 600 000 ton kan hänföras till oljeeldade anläggningar. Kraftproduktionsan- läggningar svarar för ca 110 000 ton. (Jordbruks— departementet, DsJo l976:2).

Svavelhalten i kol varierar beroende på kolets ursprung. Vid förbränning oxideras svavel till svaveldioxid och svaveltrioxid. Svavel binds även till viss del i komplexa bindningar i aska och slagg. Genom kolets mindre energiinnehåll - ca

75 % av oljans — kommer mera svaveldioxid att emitteras vid energiproduktionen genom kolförbrän— ning än vid produktion av samma energimängd genom oljeförbränning förutsatt att produkterna har sam— ma svavelhalt. En viss mängd svavel binds dock i kolaskan, vilket delvis kompenserar nämnda skill— nad.

2 . 1 . 1 . 4 Kväveoxider (NOX)

Kväveoxider bildas vid förbränning av fossila bränslen dels genom att förbränningsluftens kväve och syre förenar sig med varandra och dels genom att i bränslet ingående kväve oxideras. Kol inne— håller normalt 1—2 Z kväve, som till stor del över— går till kväveoxider vid förbränningen. Kväveoxid är en färg— och luktlös gas, som under förbrännings— förloppet delvis övergår till den brunfärgade och stickande kvävedioxiden. Även andra oxider före— kommer i mindre mängd. Som en sammanfattande be— teckning för kväveoxider eller nitrösa gaser an- vänds ofta NOX.

En rad olika faktorer påverkar bildningen av kväve— oxider och de viktigaste synes vara:

— flamtemperatur — luftöverskott

— uppehållstid i förbränningsfasen — typ av eldningsanordning - kolkvalitet såsom kvävehalt m m

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

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

2.1.1.5 Koldioxid (COZ)

Koldioxid utgör det i särklass största utsläppet av ett enskilt ämne från våra energisystem. Den koldioxid som årligen emitteras genom förbränning av fossila bränslen i Sverige beräknade till 16 miljoner ton. Den totala mängden koldioxid i atmosfären har beräknats till ca 1 000 miljoner ton varav 15 % beräknas ha antropogen härkomst. Av den årliga produktionen av koldioxid strömmar hälften ut i atmosfären medan den andra hälften absorberas av oceanerna samt växtvärlden. Det svenska årliga bidraget uppskattas till ca 80 mil— joner ton. Koldioxidutsläppet från en fossileldad anläggning uppgår till ca 3 ton/ton bränsle.

2.1.1.6 Kolväten (HC)

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

Det specifika utsläppet av benzo(a)pyren ligger för en fossileldad anläggning inom området 0,2— 10 mg/ton bränsle (EPA, 1975):Andra undersök— ningar på senare tid uppvisar betydligt större ut— släpp. Diskussion pågår om lämplig analysmetodik.

2.1.2 PETROLEUM

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

2.1.2.1 Utvinning

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

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

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

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

etc.

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

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

Runt en plattform uppstår ett ständigt oljespill. Till det bidrar inte minst den livliga trafiken av Servicefartyg. I Kaspiska havet har svåra skador uppstått till följd av långvarig oljeutvinning. På botten ligger lager av asfaltliknande bildningar. Förstörda bottnar anses vara anledningen till det försämrade fisket. Den andra stora faran vid olje— utvinning till havs är att en s k blowout in— träffar. Blowout är en explosionsartad utblåsning beroende på högt tryck i de oljeförande lagren. Tack vare ökat geologiskt kunnande och omfattande säkerhetsutrustning har antalet inträffande blowouts varit litet. Nordsjön har hittills för— skonats. Allvarligaste olyckan är Santa Barbara — katastrof n i USA 1969 då uppskattningsvis 300 000 m olja kom ut i havet. Denna blowout tros ha uppkommit genom övertryck, sprickor i botten- bildningen och slarv med säkerhetsanordningarna. Det tog flera månader att hejda det okontrollerade oljeutflödet.

super— tanker tanker

refinery process units

electricity

onshore barge

crude oil M pipeline crude ) imports

space water heat process heat

national

average refinery

transport

petrochemicals

resource extraction . trans— . processing ' distri— ' storage . conversion

ortation bution processtyper

end use

Figur 2.1:1 Processlinjer för Oljecykeln

För att undvika blowout förses borrhålen med säker— hetsventiler under havsbotten. Ventilen stängs automatiskt vid övertryck eller om produktions— systemet på plattformen skulle komma ur funktion. Praktiska erfarenheter saknas beträffande kon— sekvenserna av oljeutsläpp vid katastrof på olje— plattformar. Däremot har vissa uppskattningar gjorts som redovisats i internationella samman- hang. (Lindencrona, 1977). Föroreningen från havs— utvinning av olja uppgår till ca 5 Z av det totala oljespillet till havs.

Från svensk sida har uppskattats att en blowout från en oljekälla i Nordsjön skulle kunna ge ett utsläpp av 10 000 ton olja per dag under 100 da- gar. Alltså en total kvantitet av omkring 1 000 000 ton. Av denna kvantitet kan ca 50 % be— räknas avdunsta och själv—dispergera i vattnet inom en vecka. Genom insats av olika bekämpnings— metoder (mekanisk upptagning och användning av dispergeringsmedel).beräknas att 400 000 ton kan bekämpas till sjöss. Om resterande olja (100 000 ton)driver mot Sverige kan man beräkna att ett 100 km brett bälte, mestadels bestående av olje— klumpar når Bohusläns kust en månad efter utsläp— pet. Detta skulle innebära att 1 000 ton olja var— je dag under 100 dagar når svenska kusten i Bohus— län.

De ekonomiska konsekvenserna för det svenska fis— ket har i ett sådant fall grovt uppskattats till 22 miljoner kronor. Kostnaderna för rengöring på stränderna kan uppskattas till omkring 3 000 kro- nor per ton olja. Skadan för turistnäringen har också grovt uppskattats och beräknas förorsaka en minskning av ca 20 % av de normala intäkterna vid en högsäsongsperiod. I denna del av Sverige beräk— nas inkomsterna från turism till 140 miljoner kronor varför bortfallet skulle bli ca 28 miljoner.

Sammanfattningsvis skulle kostnaderna för svenskt vidkommande beräknas bli:

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

Härvid har ej medräknats de ekonomiska konsekven— serna för djur— och växtliv genom bl a skador på fiskens lek— och uppväxtområden samt försämrad vattenkvalitet.

Världens kända oljereserver (1975) framgår av tabell 2.1:2. Härav framgår att råoljereserverna är geografiskt sett synnerligen ojämt fördelade. Mellersta Östern svarar för mer än hälften. Världens oljeproduktion och kända reserver vissa år framgår av tabell 2.1:3 (Pehrzon, 1976).

Tabell 2.1:2 Världens kända (published proved) oljereserver 1975

Land/Område Miljoner ton Procent USA 5 300 5,4 Kanada 1 100 1,2 Syd— och Mellanamerika 5 700 5,8 Västeuropa 3 500 3,6 Mellanöstern 55 000 56,3 Afrika 9 100 9,3 Sovjetunionen 11 400 11,6 Östeuropa i övrigt 400 0,4 Kina 3 400 3,5 Fjärran Östern i övrigt 2 800 2,9 Världen totalt 97 700 100,0

Tabell 2.1:3 Oljeproduktion och kända reserver vissa ar (miljoner ton)

Reservernas livs— längd vid aktuell

År Produktion Kända reserver produktion 1950 535 13 000 24 år 1960 1 080 41 000 39 " 1970 2 350 84 000 36 * 1975 2 700 97 700 36 "

2.1.2.2 Transport

Råoljan pumpas under högt tryck genom rörledningar, pipelines, från oljefältet till raffinaderiet eller utlastningshamnen. Olika raffinerade oljeprodukter kan pumpas samtidigt genom en pipeline. Gräns— skiktet mellan två produkter innehåller radioaktiva spårämnen och kan lokaliseras med strålmätare. Rörledningar byggs med upp till 1 000 mm diameter och är ofta hundratals mil långa.

Råolja och raffinerade produkter fraktas huvudsak— ligen med tankfartyg från olika produktionsområden. Tankfartygen är ofta så stora och djupgående att det krävs speciella oljekajer utanför den egent— liga hamnen.

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

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

för dispergerad olja.

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

Sammanfattningsvis skulle de ekonomiska konsekven— serna av ett totalhaveri med en av de största tank- fartygen som trafikerar östersjön bli:

130 000 . . _ Skador på fisket 1 000 000 X 22 " 3 mllJoner kl Sanering på stränder = 40 " " Förluster för 130 000 x 28 = 40 " " turistnäringen 1 000 000 Bekämpning 52 000 x 4 000 = 208 " "

till sjöss _______________________________________________ Summa 291 miljoner kr

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

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

Skador på exempelvis sjöfågel, som alltid blir aktuella vid oljeutsläpp till sjöss, går i dessa fall ej att uppskatta, varken till omfång eller än mindre till ekonomiska storheter. Vad här kan påpekas är att redan begränsade utsläpp kan föror- saka död för 1 OOO-tals fåglar varför det är troligt att katastrofartade utsläpp skulle förorsaka total fågeldöd i de områden som oljan når, vid stora ut— släpp. Vissa fågelarters vidare existens skulle säkerligen komma ifråga.

En blow—out på Nordsjön omfattande 1 000 000 ton olja skulle för svenskt vidkommande troligen ge totalt mindre skador än om ett tankfartyg med cirka 100 000 ton olja totalhavererade i Östersjön och i båda fallen oljan strömmade mot Sverige. Detta gäller både de långsiktiga skadorna och de på kort sikt.

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

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

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

användes enbart för barlastvatten. Med sådana far— tyg elimineras risken för oljeförorening vid töm— ning av barlasttankarna. Vidare minskas väsentligt risken för oljeutsläpp vid grundstötningar.

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

2.1.2.3 Raffinering

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

De viktigaste huvudfraktionerna från destilleringen utgöres av gasformiga kolväten (gasol), bensin— fraktioner, fotogener samt dieselbrännoljor och tunna eldningsoljor. Oavsett råvara och raffinade— rityp resulterar processen undantagslöst i en mer eller mindre tjockflytande återstodsolja.

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

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

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

I Sverige finns sex oljeraffinaderier, som fram— ställer olika petroleumprodukter av importerad raolja. Raffinaderikapaciteten framgår av tabell 2.1:4.

Tabell 2.1:4 Raffinaderikapaciteten i Sverige T__________ är 1976

Företag Ort Mton råolja/år Scanraff Lysekil 8,3

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

Luftföroreningarna utgörs av svaveloxider, kol— väten och luktande ämnen, koloxid, partikulära föroreningar samt kväveoxider.

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

Statens Institut för Folkhälsan har undersökt besvär med buller, sot och damm samt lukt från fem nordiska raffinaderier (Sedvallson, 1971). Resultatet framgår av tabell 2.1:5.

Tabell 2,1:5 Störningar från oljeraffinaderier

Avstånd från Procent av befolkningen som på utsläpps— olika avstånd störs av punkten, km Lukt Sot och damm Buller 1 50 35 9 5 22 3 2 7 11 0 l

Vattenföroreningar av olika mängd och typ erhålles beroende på råoljans ursprung och sammansättning samt produktionsinriktning. Trots vattenrening i flera steg erhålls vattenföroreningar. Efter såväl mekanisk, kemisk och biologisk behandling samt på senare tid dessutom filtrering återstår rester av olja, fenoler samt organiska svavel— och kväve— föreningar. De till vatten emitterade organiska ämnena kräver syre vid nedbrytningen, varvid syre— halten i recipienter med dålig vattenomsättning kan sänkas till för fisk kritiska värden om inte en tillräckligt stor utspädning åstadkommas. Vidare kan fisk fångad i närheten av oljeraffinaderier ta smak av fenol och ibland även av olja (SNV 1972212),

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

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

2.1.2.4 Distribution

Oljetransporter till en produktionsanläggning kan

* ske med fartyg, tankbilar, järnvägsvagnar, rör— ; ledning eller i vissa fall genom en kombination , av dessa transportsätt. Oljan är vanligtvis till— t gänglig i någon omlastningshamn. Föroreningsrisker— na vid fartygstransporter har tidigare beskrivits.

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

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

tömning bör vara hårdgjord med betong eller lik— värdigt material och utformad så att spilld pro— dukt inte utsprids eller infiltreras i marken. Den hårdgjorda ytan bör utföras med fall mot låg— punkt med avlopp anslutet till avloppsvatten— nätet. Luftförorening genom bilavgaser från bil— transporter av olja är en annan betydelsefull sektor inte minst vad gäller kväveoxider.

2.1.2.5 Lagring

Vid cisternområde kan allvarliga vattenföroreningar uppstå på grund av spill och läckage av olja. Or— saken härtill kan exempelvis vara överfyllning av cisterner, ventiler m m. Olika skyddsåtgärder bör vidtagas för att förhindra uppkomst samt spridning och infiltrering av spi11.Vid spill av olja skall platsen vara så ordnad att oljan kan uppsamlas. Skydd mot spridning av löskommen olja i samband med t ex överpumpningar och läckage vid blandnings— anordningar kan åstadkommas genom lämpligt ut— formade skyddsvallar. Invallningar kan utföras på olika sätt dels kring enstaka separata cisterner och dels kring grupper av cisterner. Då platsen är belägen inom område som enligt beslut av vatten— domstol eller länsstyrelse blivit fastställt som skyddsområde gäller särskilda bestämmelser enligt kommerskollegiet.

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

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

Vid lagring av petroleum i cisterner eller berg— rum sker en avdunstning vid alla fina vätskeytor av kolväten och andra lättare beståndsdelar. Dessutom förekommer s k andningsförluster, d v 5 vid fyllning av cisterner eller bergrum trängs luft innehållande lätta kolväten ut i atmosfären. Den sistnämnda typen av förluster kan vid cistern— lagring minskas genom att tankarna förses med s k flytande tak.

2.1.3 KOL

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

2.1.3.l Utvinning

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

Flötstjockleken är huvudsakligen bestämmande för vilken produktionsmetod som väljs i underjords— gruva. I USA bryts mer än hälften av allt kol un— der jord med s k continous mining machines. Dessa river loss kolet ur flötsen med kloförsedda, rote— rande valsar och lastar samtidigt upp kolet på band eller i vagn för transport ut ur gruvan. En— ligt det 3 k Longwall—systemet skalas kolet ur berget längs en arbetsyta, som kan vara upp till 50 m lång, med automatmaskiner som rör sig fram och tillbaka utefter kolytan och som själva stöt— tar upp gruvtaket just över arbetsplatsen.

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

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

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

Effektiviteten i kolbrytning mäts vanligen i 0 M 8, Output per Man Shift. Denna beror huvudsakligen på de geologiska förutsättningarna och på mekani— seringsgraden i gruvan. I Europa ligger 0 M S vid

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

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

Vid underjordsbrytning kan markförskjutningar in— träffa. Länsvattnet från kolgruvor är surt, agg— resivt och järnhaltigt och erfordrar neutralise— ring. Tvättning av kol för att avlägsna svavel förekommer vilket ger stora mängder förorenat vatten.

Kolreserverna i världen är mycket stora i jämfö— relse med de kända oljereserverna. Majoriteten av de stora kolfälten är belägna i Sovjetunionen, Förenta Staterna och Kina. Kolreserven framstår såsom världens mest betydelsefulla fossila energi— reserv även om endast en mindre del av de beräk— nade totaltillgångarna kan räknas som ekonomiskt brytbara. Man har beräknat att de totala reserver- na av alla olika koltyper, såsom antracit, bitumi- nösa kol, brunkol m m, uppgår till ca 15x1012 ton i kolflötser av 30 cm och större samt ned till ett max djup av 1 800 m. Man brukar räkna meg att 50 % av reserven är åtkomlig d v 3 ca 7,5x101 ton. Återvinningsfaktorn varierar givetvis från land till land. De ekonomiskt utvinningsbara kvanti- terna blir ännu mycket mindre och framgår av tabell 2.1:6 (AB Svenska Shell, 1975).

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

Tabell 2.1:6 Världens kolreserver - ekonomiskt utvinningsbara kvantiteter — miljarder ton Hårda koll) Mjuka kolz)

Sovjetunionen 166 107 Nordamerika 128 60 Kina 101 ' Indien 11 1 Västeuropa 37 11 östeuropa 4 27 Afrika 12 ' Sydamerika — 1 Japan 1 _ Mellersta och södra Stillahavsområdet 14 11 Resten av världen 2 1 Världen totalt 476 219

Källa: World Energy Conference Survey of Energy Resources, 1974

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

De viktigaste europeiska koltillgångarna är: Miljarder ton Uppmätta Troliga Totalt Polen 61 65 126 Västtyskland 70 160 230 Storbritannien 128 42 170

Källa: SOU l974:65

2.1.3.2 Transport

Järnvägstransport

Huvuddelen av alla landtransporter av kol sker

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

Rörtransport

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

systemen och uppvisar många fördelar. Låga drift— och underhållskostnader, lågt arbetskraftsbehov, driftsäkerhet, kontinuitet och ringa miljöpåver— kan. På senare tid har även långdistanstranspor— ter av slam utvecklats. Dessa är konkurrenskrafti— ga för koltransport jämförda med nuvarande distri— butionssystem med järnväg, förutsatt att kvanti— teter och avstånd är tillräckligt stora översti— gande 100 km (Sjöstrand, 1976).

Världens längsta koltransportledning byggdes i USA år 1970. Den 440 km långa ledningen transpor— terar 6 Mton/år från en kolgruva i Black Mesa till ett 1 600 MWel—ångkraftverk i Mohave. Led— ningens dimension är 450 mm och transportkapaci— teten motsvarar två tåg med vardera 160 vagnar per dag.

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

Fartygstransport

För Australien och Förenta Staterna. som är två av världens största kolexportörer finns utländska marknader i Europa och Japan. Transporterna till dessa marknader sker med stora bulkfartyg över— stigande 100 000 tdw. Man måste dock konstatera att antalet hamnar som för närvarande kan ta emot större kolförande tonnage är ytterst begränsat. Endast två exporthamnar kan hantera fullastade 120 OOO—tonnare (Canada och Australien).

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

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

Kolhamn Kolimport 1972 Fartygskapacitet Luleå 0,4 Mt 70 000 t Gävle 0,6 Mt 25 000 t Oxelösund 0,9 Mt 70 ooo :

Källa: SOU 1974:65

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

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

Kolhamn

På grund av ökande aggregatsstorlekar för kondens— kraftverken är den kvantitet kol som omsätts be— tydande. Vid ett 600 MWel aggregat förbrukas så— ledes ca 5 000 ton kol/dygn.

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

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

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

2.1.3.3 Lagring

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

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

l. Olägenheter av nedfallande stoft i form av ned— smutsning av markvegetation och material

2. Nedsättning av sikt p g a svävande stoft

3. Eventuella skador på vegetation p g a ned— fallande eller svävande stoft

4. Eventuella skador på material p g a ned— fallande eller svävande stoft

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

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

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

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

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

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

Vid öppna kolgårdar visar det sig omöjligt att helt kunna undvika dammproblem från själva kol- lagret i samband med hård blåst. Under själva lagringen kan kolet bindas till högens yta genom besprutning av vatten eventuellt med tillsats av något kemiskt bindemedel. Metoden har också den fördelen att kolets naturliga fuktighet bibehålles vilket minskar damningsbesvären i de senare trans- portleden till förbrukningsstället. Ett krav som ställs på en lagerplats är inrättande av avlopps— brunnar för regnvatten. Detta vatten förs till

en sedimenteringsbassäng där prov tas innan vattnet släpps ut.

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

Ytterligare åtgärder för att minska damningen från ett kolupplag är att Skärma av högen från vinden med hjälp av staket och vallar. Plantering av buskar och träd, speciellt resistenta mot kol- dammseffekter, kan dessutom medverka till en ytter— ligare reduktion av emissionerna.

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

De partiklar som emitteras är förhållandevis stora och faller till största delen till marken relativt nära anläggningen. Partiklar med en diameter större än 10 pm brukar normalt karakteriseras som nedfallande stoft. Med denna definition kan mer än 90 Z av det emitterade stoftet hänföras till denna grupp.

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

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

Om överhettning skulle ske i samband med uppläg— gande av ett kollager bör "släckning" (avkylning) om möjligt icke ske med vatten. Vattnet kan under sådana förhållanden lösa och föra med sig avse- värda mängder fenol, som kan förorena grundvatt— net.

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

Följande sammanställning visar några vanliga or— saker till damning och vissa åtgärder för att motverka damning.

Orsaker till damning Åtgärder mot damning Finkornigt kolstoft Inbyggnad av koltrans-

portanordningar och kol— lager. Inbyggnaderna måste vara venilerade

Torrt kol Befuktning

Orsaker till damning

Hög fallhöjd för kol

Åtgärder mot damning

Höj— och sänkbara transportanordningar t ex teleskoprör

Hård blåst Inbyggnad eller inhägnad av kollager. Inhägnad med vallar, plank och vegetation. Besprutning av kolgårdens ytskikt

med bindemedel

Fordonstrafik inom kolgården

Begränsas så långt möj— ligt till permanentade vägar på kolgården

De erfarenheter som finns beträffande olägenheter av luftförorening i samband med lastning, lossning, transport och lagring av stenkol kan sammanfattas i tabell 2.1:7.

Tabell 2.1:7 Erfarenheter av kolhanteringsanlägg— ningars luftförorenande effekt

Plats Omdöme

Uppgiftslämnare

Köpenhamn Klagomål endast vid

en av tre anlägg— ningar: Från bostadsområde 500 m ifrån Svane— mdlleverket. Dessa klagomål gällde

dock ej kolhantering

utan kraftverket. Från småbåtshamnen i närheten har kol— dammsolägenheter rapporterats.

Maasvlak— Det anses att bety- te dande halter av finare partiklar i luften och lä om M—e kolhamn och stålverk kan för- väntas t o m på längre avstånd från källan, enligt för— undersökning

Helsing— fors

Vissa olägenheter föreligger men dessa anses obetyd— liga

Köpenhamns Belysningsvaesen (personlig kontakt med dir B Andersen)

Yokom et al (personlig kontakt med Ir P H J de Wringer)

Helsingfors Elverk (personlig kontakt med diploming L Oksanen)

Plats Omdöme Uppgiftslämnare Lakeview Klagomål från villa— Vekris — Ontario

område 600 m ifrån betr. koldamning. Koldammet anses dock endast förorsaka någon större olägen— het vid vissa säll— synta och kortvariga tillfällen.

(Vekris, 1971)

2.1.3.4 Buller

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

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

Vid kraftverk lagras kol i kolupplag där packning sker med hjälp av bandtraktor. För att komma till— rätta med bullerproblemet bör man använda en så tyst traktor som möjligt och se till att kolupp— laget förlägges på betryggande avstånd från stör- ningskänsliga områden. Genom ett väl tilltaget lagringsutrymme vid själva pannorna kan påfyll— ningsverksamhet under natten eller del därav und— vikas.

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

2.1.4 NATURGAS

Världens totala resurser ?g naturgas (1975) beräknas uppgå till 72x10 m . Naturgasen svarar idag för ca 20 Z av världens energiför— sörjning. Den användes i större omfattning i England, USA, Japan, Sovjet, Nederländerna, Västtyskland och Frankrike (Oil and Gas Journal, 1974).

2.1.4 .1 Egenskaper

Naturgasens sammansättning varierar. Huvudkom— ponenten är metan (CH ) som utgör 85 5 95 % av totalmängden. Resterande del består av andra kol— väten såsom etan, propan och butan. Vidare kan förekomma helium, kväve, koldioxid, argon, vatten— ånga och sgavelväte. Värmevärdeg varierar mellan 31—39 MJ/m (7 500—9 500 kcal/m ). Gasen är ofta geologiskt förbunden med oljan, dock i minskande utsträckning allteftersom gasutvinningstekniken förbättras.

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

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

Naturgasen kan överföras från gasform till vätske— fas, 5 k LNG (liquified natural gas), genom ned— kylning till —1620C och volymen reduceras vid kon— denseringen ca 600 gånger. Vätskan återföras till gasform genom förångning.

Luftföroreningsutsläpp vid förbränning (EPA, 1973)

kg/106m3 ton/årl) Svaveldioxid ca 10 14 Kväveoxider 2 OOO-6 000 2 700—8 000 Stoft ca 200 270

l) kraftverk 1 000 MWel vid 6 000 timmars utnyttjningstid

2.1.4.2 Transport

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

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

Rörledningarna läggs i möjligaste mån under jord och efterlämnar få synliga spår i naturen. Ett läckage på en nedgrävd ledning, vilket är säll- synt på moderna rörsystem, synes inte medföra någon risk för vattenförorening. De smärre natur— gasförekomster inom Sverige, som finns bl a i Östergötland, har inte påverkat vare sig vatten- tillgångar eller vegetation trots att gasen på sina håll tränger fram kontinuerligt ur marken, ur vattendrag och även ur enstaka dricksvatten- brunnar (SOU l972z25). Landskapsbildens påverkan vid pipelines ovan jord beskrivs i avsnitt 3.7.10.

2.1.4.3 Lagring

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

Gas, som lagerhålles i kondenserad form, måste för— gasas för att kunna distribueras i rörledningar. Vid förgasningen går det för uppvärmning via värme— växlare åt stora mängder vatten som därvid avkyles. Sådant vattenutsläpp torde dock inte påverka vatten— miljön, om recipienten är lämpligt vald. Lagring i gasform i stor skala kommer bara i fråga när geo- logiskt bildade reservoarer i underjorden kan ut— nyttjas. Metoden har med framgång använts under många år i utlandet.

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

2.1.5 ÖVRIGA BRÄNSLEN

2.1.5.l Torv

Torv har sedan gammalt använts som energikälla. På Irland, där ca 6 Z av arealen består av torv- mark, har redan i många sekler torv använts som värmekälla främst för uppvärmning av byggnader på landsorten. Från och med 1950 har torv använts också för elproduktion i växande skala. Sovjet— unionen är det ledande torvindustrilandet i värl- den- Närmare 20 % av Leningrads värmebehov baseras på torveldade fjärrvärmekraftverk. Även i Norden förekommer torvanvändning sedan lång tid tillbaka. I Finland förekommer torvanvändning både för värme— och elproduktion.

Även om det i och för sig finns stora torvtillgångar i Sverige får man räkna med att torv endast kan få begränsad betydelse för vår energiförsörjning under fredstid. Torvens svavelhalt är i regel låg men kan i vissa typer av kärrtorv gå upp till ca 1 Z (räknat som torrsubstans). På grund av hög askhalt måste torvpannor förses med effektiva stoftavskiljare. Man använder huvudsakligen cyklon— avskiljare vid mindre anläggningar och elfilter vid större anläggningar. Betydande mängder tungme— taller jämförbara med kol kan i vissa fall ingå. Utsläppen av partikulära föroreningar är av samma storleksordning som vid koleldning (jfr 2.3% Exempel på torvens kemiska sammansättning framgår av tabell 2.1:8.

Tabell 2.1:8 Torvens kemiska sammansättning

Kol 56,0 Z Väte 5,6 Z Svavel 0,2 Z Kväve 1,2 Z Syre 33,5 Z Aska 3,5 Z

Källa: Sveriges bränntorvindustri (Uddgren)

Enligt torvindustriförbundets bränntorvsklassi— ficering 1973 är maximala askhalten 8 Z som månads— medelvärde för kvalitet J 9 och J 11. Torven är således ett kompletteringsbränsle för lokala behov med användningsområden såsom stora ång— och het— vattencentraler, mottrycksverk och värmeverk. I kontrakt om torvleverans brukar man ofta räkna

med 50 Z å 55 Z vattenhalt och volymvikten 300 kg/m frästorv. Värmevärdet är normalt ca

8,4 MJ/kg (2 000 kcal/kg).

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

En första generation värmeverk och kraftvärmeverk bör utnyttja frästorv och beprövad förbrännings— teknik som finns såväl inom landet som vid torv— industrierna i Finland och Irland. Torvutvinningens naturvårdsfrågor är beskrivna i avsnitt 3.7.6. (effekter på landskapsbildL

2.1.5.2 Energiskogar

Skogsindustrins råvaruknapphet och den framtida energiförsörjningen har aktualiserat skogens be— tydelse som mångsidig naturresurs och energireserv. Denna energiråvara baseras på bl a snabbväxande sälg och poppel och benämnes "minirotationsskogs- bruk" (MRS) eller energiskog. De potentiella od— lingsmarkerna för i sammanhanget mest aktuella salix— och populusarter antas bli begränsade till myr— och våtmarker samt nedlagd jordbruksmark. För Sveriges del bedöms tillgänglig areal bli ca 1 miljon ha, motsvarande 4 Z av den produktiva skogsmarken. Snabbskogens sälg och poppel håller ett värmevärde på närmare 5 000 kcal/kg vid 3 Z fukthalt (Statens Naturvetenskapliga Forsknings— råd, 1976).

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

Gödsling: Kväve 200 kg/ha, Fosfor 25 kg/ha Kalium 100 kg/ha Bevattning: Optimal tillförsel, regleringsmagasin Skörd: 10-38 ton skördad biomassa torrvikt per ha och år Omloppstid: Ca 40 år, skörd efter 3—5 år i södra och mellersta Sverige, efter 5—10 år i Norrland

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

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

Vid förbränning av råvaran uppstår luftföroreningar enligt följande sammanställning. Vedens fuktighet 50 % (EPA, 1973).

Tabell 2.1:9 Luftföroreningar vid vedeldning

g/kg ton/årl) Partikulära 13 1 000 Svaveldioxid max 1,4 110 Koloxid 0,9 70 Kolväten 0,9 70 Kvävedioxid 4,5 360 Benzo(a)pyren 0,001 801110"3

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

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

Benzo(a)pyrenemissionen är synnerligen hög vid ved— eldning. Jämfört med olja är utsläppet 50 gånger större per energienhet. Med hänsyn till snabb— skogens höga värmevärde och låga fukthalt kan läg- re andel oförbrända gaser förväntas och därmed lägre halter luftföroreningar. Erfarenheter från energiskogens förmåga att ta upp metaller saknas.

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

2.1.5.3 Oljeskiffer

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

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

Det synes ej vara lönsamt att enbart utvinna fossil energi utan man måste även räkna med me— tallutvinning såsom uran, aluminium, molybden och vanadin. Det finns även kerogen som är en energi- rik organisk materia som påminner Bm intorkad olja. Vid uppvärmning till 300—400 C sker en om— vandling till flytande och gasformiga kolväten som kan utvinnas.

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

Produktionskostnaden av olja i en större kommer— siell anläggning i USA uppskattas till ca 70 dollar/m . Ett försök i Västtyskland att i halv- industriell skala utvinna bränsle ur oljeskiffer skall enligt uppgift finansieras av forskningsmi— nisteriet. Man kommer att använda en process som kallas Lurgi—Ruhrgas-processen, som möjliggör ut- nyttjande av skifferns hela organiska innehåll som energikälla. Det uppges att man vid prelimi— nära försök 1975 uppnått lovande resultat.

Vattenfrågor

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

Vittringen i skiffern under brytningen på grund av dess pyritinnehåll leder till att gruvvattnet kan få en avsevärd halt av lösta komponenter. Tek— niken för att ta hand om denna typ av föroreningar är dåligt utredd. Utomlands finns vissa pilot— eller fullskaleanläggningar med omvänd osmos eller jonbytesteknik i drift för att klara salt— problemet och inom landet arbetas det med en in- dunstningsmetod för att utvinna närsalter ur ett saltrikt avloppsvatten som härrör från skiffer- hantering. En primär målsättning måste vara att sluta vattenkretsarna för att minimera omgivnings— påverkan. Ett särskilt omnämnande förtjänar de tungmetaller som finns i skiffern vilka är en po— tentiell källa till miljöpåverkan. Redan i ett ti— digt skede av utvecklingsarbetet måste hänsyn ta- gas till detta så att processerna anpassas till en metallutvinning för att förebygga spridning med processvatten, processgaser eller avfall.

Den förmodligen svåraste frågan att komma till rätta med utgör den diffusa spridning av föro- reningar exempelvis till grundvattnet som kan äga rum från restprodukterna. En av orsakerna till svårigheterna utgör det pyritinnehåll som finns i skiffern. Om pyriten tillåts vara kvar i restprodukten får man räkna med en vittring i upplaget. Genom att befria skiffern från sitt innehåll på svavel och lösliga komponenter bör man kunna få en restprodukt som utan alltför stora miljöolägenheter kan deponeras. Vattenfög- brukningen är betydande och uppgår till 6—12 m utvunnen olja.

Luftvårdsfrågor

De luftvårdsproblem som kan förutses är bl a ut— släpp av svaveldioxid, svavelväte, organiska illa- luktande föreningar, kväveoxider och stoft. Hur störa problemen blir är beroende av val av process— väg och processutrustning.

Helt avgörande för möjligheterna att tillgodogöra sig energiinnehållet i skiffern är hur man lyckas bemästra svavelutsläppen. Beroende på den höga svavelhalten 6 ä 7 Z och det låga Värmevärdet måste mer än 95 Z av det svavel som finns i bräns- let avlägsnas före utsläpp. Det finns flera möjlig- heter att omhänderta svavelföreningarna. Mest till— talande är givetvis att göra någon lämplig produkt. En grundförutsättning för detta är att processga— sen håller tillräckligt hög svavelkoncentration. Studierna av lämpliga processer bör ske från dessa förutsättningar.

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

Naturvårdsfrågor är beskrivna i avsnitt 3.7.5 ___—1— : (effekter pa landskapsbild),

2.2. ENERGIPROGNOSER

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

2.2.l ELKRAFTPRODUKTION

Elkraftproduktionen har beräknats för 1975 samt för två alternativ 1985, ett med utbyggd kärn- kraft (A) och ett utan kärnkraft (B), se tabell 2.2:1. Huvuddelen av beräkningsförutsättningarna har erhållits från energipropositionen l975:30 med kompletterande uppgifter ifråga om industriellt mottryck från Industriverkets utredning 1976:3 och ifråga om kraftvärme från VVF/CDL:s utredning om kraftvärme 1975.

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

Alternativet utan kärnkraft innebär att 35 TWh måste måste produceras i nya fossileldade kondenskraft— verk- Med en antagen drifttid på 6 000 h/verk blir effektbehovet 5 800 MWel. Vi har antagit att denna produktion skall göras i sex nya enheter med stor— lekar på 1 000 och 2 000 MWel. Vad gäller lokali— seringen av verken har vi förutsatt två alternativ. Enligt alternativ Bl, enligt figur 2.2:2, placeras tre enheter vid västkusten och tre enheter vid ost— kusten med en storlek av 1 000 MWel. Enligt alter— nativ BZ, enligt figur 2.2:3 placeras fyra enheter (2 x 1 000 MWel + 2 x 2 000 MWel) vid ostkusten och resterande enhet (1 000 MWel) vid västkusten. Loka- liseringen av kraftverken har betydelse för bedöm— ningen av svavelutsläppens försurande verkan, me— tallutsläppens påverkan på mark, flora och fauna men i visg mån även för effekterna på människan. Vi har valt ett alternativ motsvarande i stort dagens kärnkraftlägen samt ett med huvuddelen av de nya kraftverken på ostkusten.

I alternativet "utan kärnkraft" kommer vidare el— kraft att produceras i ökad omfattning från kraft— värmeverk. Differensen i elproduktionen beror på att installation av direktverkande elvärme vid ny— byggnationer reduceras.

Tabell 2.2:l Elkraftproduktion 1975 och 1985,TWh

A. Med kärn B. Utan kärn— 1975 kraft 1985 kraft 1985

Vattenkraft 57,5 66 66 Kärnkraft 11,5 63 — Industriellt mottryck 3 8 10 Kraftvärme (fjärrvärme) 4 15 31 övrig värmekraft 3 7 43 Summa 79 159 150 2 .2 .2 FÖRBRUKNING Av BRÄNSLEN

Bränslekonsumtionen har beräknats för 1974 och 1975, samt för flera olika alternativ 1985. Med utgångspunkt från energiprognosutredningens (SOU l974z64—65) uppgifter har två alternativ framtagits, se tabell 2.2:4, ett med en fortsatt utbyggnad av kärnkraften och en årlig ökning av energikonsumtionen med 2,4 Z (C) och ett utan fortsatt utbyggnad av kärnkraften och en årlig energikonsumtionsökning av 2,4 Z (D). Om man i stället utgår från energipropositionen av l975:30 och räknar på ett fall med utbyggd kärnkraft (A enligt avsnitt 2.2.1) och ett utan kärnkraft (B enligt avsnitt 2.2.1) erhålls högre siffror för oljeförbrukningen, se tabell 2.2:5. Vid beräk— ningarna av emissionerna i fortsättningen har använts uppgifterna i tabell 2.2:5.

1 000 MWel

1 000 MWel

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

x lll

IHM ,1 ooo om 'I!” 1 000 om

El!” l..-|

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

Tabell 2.2:4 Bränslekonsumtion uttryckt i milj. ton oljeekvivalenter 1974 och 1985 med eller utan utbyggnad av kärnkraften enligt energi— prognosutredningen

1974. C. Med utbyggd kärnkraft 1985 D. Ej fortsatt kärnkraft 1985 E E 1 s ö 2

I Eo 1 6,78 1, Bo 3—5 12,60 4,2 7 1 Motor- 1,94 2, brännolja Motor— 2,95 3,7 3,7 3,7 3,7 bensin övriga pro— dukter 0,77 0,4 0,6 1,0 0,4 0,6

Summa 25,04 4,2 9,1 8,5 7,1 28,9 3,9 9,4 8,5 9,9 31,7

Ö 2, 4,

elproduktion

industri

samfärdsel fastighetsuppvärmning och övrigt

E I 3 Ö

ll

Tabell 2.2:5 Bränslekonsumtion uttryckt 1 miljoner ton 1985 med eller utan kärnkraft

1975. A med kärnkraft B utan kärnkraft 1985 1985

Bo 3—5 Eo 1 En 3—5 Eo 1 Bo 3—5 Eo 1 ______________________________________________________

Kondenskraft 0,68 0,03 1 — 10,1 — Kraftvärme 0,52 0,02 1 Industri 4,72 0,65 7 Fjärrvärme 1,62 0,03 5 1 7

'. co _ »

m .. |—( &DkbquN n

Ovrigt 2 60 5 85 Summa 10,14 6,58 1

up

..

lm (00th 1—4

on ("||me (0

m

..

IN

n , n

2.3. EMISSIONSSITUATIONEN, NULÄGET OCH 1985

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

2.3.1. FOSSILELDADE KRAFTVERK

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

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

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

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

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

gränsen i Sverige 1 g/kg olja och för koleldade, för vilka svenska gränsvärden saknas, är gränsen i Danmark och Västtyskland 150 mg/m3 norm och i USA 130 mg/m norm.

Vid en större oljeeldad anläggning utan stoftav— skiljnigg är den utgående stoftmängden normalt ca 40 mg/m norm, d v s i stort sett motsvarande oljans askhalt. Variationer förekommer beroende på eldningsutrustning samt oljekvalitet. Vissa oljor har mycket större stoftbildande egenskaper ofta i samband med asfaltenhalt. Vid stora anläggningar installeras i vissa fall elfilter. Leverantören garanterar då den utgåegde stoftmängden normalt inom området 10-30 mg/m norm.

Vid en koleldad anläggning erfordras elektrofilter eller annan motsvarande gtoftavskiljning p g a de höga stoftmängder som förekommer. Genom att di— mensionera elfiltret för en hög avskiljningsgrad kan man ernå ett normalvärdo av ca 50 mg/m norm som med god marginal underskrider tidigare nämnda gränsvärden.

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

Ni 6-23 ppm V llv90 ppm

Valet av metallhalter i kol är svårbedömt. Metall— halterna varierar mycket mellan olika kolfält men också inom ett och samma fält. Variationerna i halt av sex väsentliga metaller är följande, angivet i ppm:

As 0,3—100 Cd 0,59 40 Cr 3,5—300 Hg o,z= 2 Pb 1,8= 30 V 2909150

För närmare detaljer hänvisas till naturvårdsver— kets utredning "Miljövård vid koleldning" (ej Publicerad)-

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

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

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

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

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

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

För den mindre oljeeldade anläggningen med rökgas- avsvavling väljes en högsvavlig olja med 3,5 % svavel medan den större anläggningen beräknas med 1 Z svavel i oljan. De koleldade anläggningarna båda med rökgasavsvavling beräknas för en svavel—

halt i kolet av 1—3 2.

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

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

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

Tabell 2.3:1 Sammanställning av utsläppsdata från Rönnskärsverken, Skelleftehamn

Utsläpp 1972 Bolagets åtagande

Förorening ton/år för 1978 ton/år 502 42 000 24 000 AS 54 32 Cd 13 3,4 Cu 242 98 Hg 1,6 0,8 Pb 427 125 Zn 350 140

Utsläpp av uppvärmt kylvatten är ett annat viktigt miljöproblem. Kylvattenbghovet för ett fossilt kon— denskraftverk är ca 33 m /s per 1 000 MWel om vatt— nets temperatur höjs lOOC. Värmen kan också avledas direkt till atmosfären i luftkylda torn eller av— ledas via slutna kylsjöar, se vidare avsnitt 3.9.

De fyra kraftverksalternativen kan ur utsläppnings— synpunkt sammanfattas enligt följande.

Alternativ 1: Oljeeldat, 1 000 MWel, stoftavskil— jare och rökgasavsvavling (alterna- tiv med mindre utsläpp).

Alternativ 2: Oljeeldat, 2 000 MWel, utan stoftav— skiljare och rökgasavsvavling (alter— nativ med större utsläpp).

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

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

Förutsättningarna för de olika alternativen be- skrivs i detalj nedan.

Alt. 1 Oljeeldat kondenskraftverk

Förutsättning: Pannor utrustade med såväl elektro— filter som utrustning för rökgasavsvavling.

Tekniska huvuddata

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

åränsleåärätsteiss

Tillförd bränsleeffekt 2 630 MW Specifik bränsleförbrukning 236 tonéh Årsförbrukning 1415x10 ton

Esssässé Genererad gasmängd 11,8 m3 noSm/åg Total gasmängd 2 790 x 10 m

0 norm/h Gastemperatur, skorsten 150 C 3 Total gasmängd 4 330 m /h åteåtsässs Genererad gasmängd 11,8 m3 norm/kg Specifik utgående stoftmängd 3 (normalt) 10—30 mg/m norm Utgående stoftmängd/h 30—80 kg/h Utgående stoftmängd/år 180—480 ton

Stoftets kornstorleksfördelning antas överens— stämma med kornstorleksfördelningen för kolstoft (se figur 2.3:6)

Svaveldioxider

Svavelhalt i olja 3,5 % Totalavskiljningsgrad 90 Z Specifikt utsläpp 7 g/kg glja Utgående SOz/år 10 x 10 ton

Kväveoxider

Specifikt utsläpp 15 g/kg3olja Utgående NOx/år 21 x 10 ton

Essäeielexzss

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

Eeléierié Specifikt utsläpp 3,4 kg CgZ/kg kol Utgående COZ/år

4,8 x 10 ton éyåsllsnässést

Mängd slam från rökgasav— 3 svavling 300 x 10 ton/år Mängd sot och aska från stoftavskiljare Mängd sot och aska från panna små mängder

500 ton/år

Varmvatten

33 m3/s vid 100 temperaturhöjning

Metaller

Tabell 2.3:2 Massbalans för tungmetaller

Halt i olja Ing mängd Utg mängd ppm ton/år ton/år As 0,06 0,085 0,004 Cd (0,015 (0,021 (0,001 Co 0,36 0,51 0,03 Cr 0,05 0,07 0,004 Cu 0,25 0,35 0,02 Fe 5 7,1 0,35 Hg 0,002 0,003 0,0002 Mn 0,09 0,13 0,01 Mo 0,15 0,21 0,01 Ni 15 21,2 1,6 Pb 0,90 1,27 0,06 V 49 69,5 3,5 Zn 0,70 1,00 0,05 Summa ca 72,0 101 5,64

Metallhalterna är hämtade från en undersökning gjord av IVL (Andersson och Grennfelt,1973).

Oljekvalitet:

eldningsolja 5 och Bunker C

Elfiltrets verkningsgrad för metaller har an— tagits vara 95 Z.

Alt 2 Oljeeldat kondenskraftverk

Förutsättningar: Ingen stoftavskiljning och ingen rökgasavsvavling

Tekniska huvuddata

Anläggningsstorlek Utnyttjningstid

Total termisk verkningsgrad Oljans askhalt Oljans värmevärde Halten koldioxid

åzässlsåézétslsåss

Tillförd bränsleeffekt Specifik bränsleförbrukning Årsförbrukning

Essnåasé

Generad gasmängd Total gasmängd Gastemperatur, Skorsten Total gasmängd

åteåteäsgé

Generad stoftmängd Utgående stoftmängd/h Utgående stoftmängd/år

2 000 MWel 6 000 timmar 38 % 0,05 Z

11,2 kWh/kg 14,5 Z

5 260 MW 472 tonéh 2830x10 ton

11,8 m33n05m/kg 5588x10 m norm/h 150 C 3

8660 m /h

40 mg/m3 norm 224 kg/h 1350 ton

Stoftets kornstorleksfördelning visas enligt figur 2.3:4

Svaveldioxider

Svavelhalt i olja Specifikt utsläpp Utgående SOZ/år

Kväveoxider

Specifikt utsläpp Utgående NOx/år

åseze£slexzss

Specifikt utsläpp Utgående benzo(a)pyren

l Z 20 g/äg olja 56x10 ton

15 g/äg olja 42x10 ton

4—35 mg/ton3olja (11—99)x10 ton/år

Eeleieäié Specifikt utsläpp 3,4 kg6C02/kg olja Utgående COZ/år 9,6x10 ton/år

Ystnzettsssssläee 66 m3/s vid lOOC temperaturhöjning

Metaller

Tabell 2.3:3 Massbalans för metaller

Halt i olja Utg mängd ppm ton/år As 0,06 0,17 Cd (0,015 (0,042 Co 0,36 1,0 Cr 0,05 0,14 Cu 0,25 0,70 Fe 5 14,2 Hg 0,002 0,006 Mn 0,09 0,26 Mo 0,15 0,42 Ni 15 42,4 Pb 0,90 2,5 V 49 139 Zn 0,70 2,0

________——-———-————

Summa ca 72 203

Figur 2.3: fran oljeel

4. Kornstorleksfördelning för stoft

t Äfersfod resp?

%

w,: ,. _. _

st

avskiljningsgrfi . 1

—0*;2Tg/Rgro13o5*.—.g _; ;; ;

....._._.. "nu.....

npoPtormotning

i : ' j-.i.i_;;____;1a.lu. ";;; (WO/3 __a;;. " "'

Stoftholi 0, 48,9/kg

1 . . _a"

_Anolvscytloomoknxng_-

F&ov 9f++

5toftholt 0, 51 glkg

"”_öFrokiionhov ki

ninck'koroktd ' | För HC— _opgm 4'9E3 i ”S

ioppi. m

! 1 :

IO

., . (1 N

nklk '. annu!:!::w'lrfziljihnz1

Alt 3 Koleldat kondenskraftverk

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

lstsists_berséseta Anläggningsstorlek Utnyttjningstid

Total termisk verkningsgrad Bränslets askhalt Bränslets värmevärde Halten koldioxid Bränslets svavelhalt

åzäuslsfézäzekslss

Tillförd bränsleeffekt Specifik bränsleförbrukning Årsförbrukning

Qessäsgé Genererad gasmängd

Total gasmängd Gastemperatur, skorsten Total gasmängd

åtgätsäesé

Genererad gasmängd Genererad stoftmängd Upptagen stoftmängd i eldstadsbotten Ingående stoftmängd till elfilter

Elfiltrets totalverkningsgrad Ingående stoftmängd/h Specifik utgående stoftmängd Utgående stoftmängd/h Utgående stoftmängd/år

1 000 MWel 6 000 timmar 36 Z 12 Z

7,9 kWh/kg 14 %

1 %

2 800 MW 355 tonéh 2130x10 ton

10,7 m3 norm/kg kol 3 3 3800x10 m norm/h 15000 3 3 5900x10 m lh

10,7 m3 gorm/kg kol 11,2 g/m norm

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

Svaveldioxid

Rökgasavsvavling enligt kalk/kalkstensprocessen. Avsvavlingsgrad 90 %.

Svavelhalt i bränsle % 1 2 3 Resthalt 0,1 0,2 0,3 Utg svavelmängd kg/h 355 710 1065 Av kild svavelmängd per år 10 ton 19,2 38,3 57,5 Utgående 302 ton/år 4260 82520 12780 Krärseriést

Specifikt utsläpp 22 kgéton kol Utgående NOK/år 47x10 ton åsszelslazzss

Specifikt utsläpp 0,5—10 mg/tgg kol Utgående benzo(a)pyren/år (1,1—21)x10 ton Eeléierié

Specifikt utsläpp 3 kg C82/kg olja Utgående COZ/år 6,3x10 ton

stäsllssänsésr

Slam från rökgasavsvavling 500x103 ton/år med 3 Z svavel i kol Slammets vattenhalt 25—50 % Mängd stoft från elektrofilter 230x10 ton/åå Densitet 0,8—0 9 ton/m Mängd slagg och aska från pannor 25x10 tog/år Densitet 1,2 ton/m

Varmvatten

33 m3/s vid 100 C temperaturförhöjning

Tabell 2.3:5 Massbalans för metaller (låga metallhalter) Kol Slagg Uppsaml Utgående Avskiljnings— flygaska flygaska grad ppm ton/år ton/år ton/år ton/år %

As 1 2,1 0,21 1,5 0,38 79,8 Cd 0,01 0,022 0,0013 0,014 0,0064 68,6 Co 1 2,13 0,41 1,58 0,14 91,9 Cr 65 138 31,5 91 16 85,0 Cu 40 85 5,5 75,7 4 . 95,0 Hg fast fas 0,3 0,639 0,0004 0,06 0,0032 9 & Hg gas 0,575 ' 7 57,5 13,5 3,17 92,8 1 2,13 0,13 0,1 95,0 4 8,52 1,21 0,36 95,1 Pb 1 2,13 0,075 0,83 59,7

0 2 4

x'"

.—

meNr—irxxo n OHIXHONNO

,06 0,13 0,0001 0,022 82,8 4,26 1,04 0,44 86,3 8,52 0,3 1,6 80,5

Summa ca 311 53,9 27,6 92,0

0 moon

0 m N

Metallhalterna är hämtade från en provsammanställning härrörande från 13 kolfält i USA, där ett kolfält med de lägsta tungmetallhalterna valts (Schultz, Hattman and Booker)_ Cr, Cu och Mn—halterna är dock relativt höga. Massbalansen har beräknats enligt Klein et

al, 1975. Av kolets Hg—halt har 90 % antagits avgå 1 gasform. Valda siffror för metallbalan—

serna får betraktas som osäkra. Olika utredningar har givit olika resultat. Betydligt högre avskiljningsgrader än de antagna finns rapporterade.

kommo kOkOkOL'") u - .. UlCOkD

Z>d kaO OU"!

återstod; U'I o

accumulerad mass

1 2 4 6 8 10 40 100 d pm

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

Alt 4 KoIeldat kondenskraftverk

Förutsättning:

Kolpulvereldade pannor med torr botten utrustade med såväl elektrofilter

som an—

läggning för rökgasavsvavling. Höga metallhalter antages.

22592555_95!999555 Anläggningsstorlek Utnyttjningstid

Total termisk verkningsgrad Bränslets askhalt Bränslets värmevärde Halten koldioxid Bränslets svavelhalt

åzäsålsäézézäkeies

Tillförd bränsleeffekt Specifik bränsleförbrukning Årsförbrukning

92293559

Genererad gasmängd Total gasmängd Gastemperatur, Total gasmängd

skorsten

åägäzmäegé

Genererad gasmängd Genererad stoftmängd Upptagen stoftmängd i eld— stadsbotten Ingående stoftmängd till elfilter Elfiltrets totalverknings— grad

Ingående stoftmängd/h Specifik utgående stoftmängd Utgående stoftmängd/h Utgående stoftmängd/år

2 000 MWel 6 000 timmar 36 Z 12 Z 7,9 kWh/kg 14 % >1 % 5 600 MW 710 tonéh 4260x10 ton 3 10,7 m 3n05m/kg kol 7600x10 m norm/h 1500c

llSOOxlO3 m3/h

10,7 m3

gorm/kg kol 11,2 g/m

norm 10 2

3 10,1 g/m norm

99,5 2 76,6 ton/5 50,5 mg/m 384 kg/h 2300 ton

norm

Stoftets kornstorleksfördelning är en funktion av kolets malningsfinhet. Under normala förhållanden kan Stoftets kornstorleksfördelning antagas enligt

figur 2.3:6.

Svaveldioxid

Rökgasavsvavling enligt kalk/kalkstensprocessen Avsvavlingsgrad 90 %

Svavelhalt i bränsle Z 1 Resthalt 0,1 Utg svavelmängd kg/h 710 Avskiåd svavelmängd per 38,3 år 10 ton Utgående SO ton/år 8520 2

Kväveoxider

22 kg Ngx per ton kol 94 x 10 ton NOX per år

5952912122529

Specifikt utsläpp Utgående benzo(a)pyren/år

Koldioxid

Specifikt utsläpp Utgående COZ/år

éyåallämängéez Slam från rökgasavsvavling

Slammets vattenhalt Mängd stoft från elektrofilter Densitet Mängd slagg och aska från pannan Densitet

Varmvatten

2 3

0,2 0,3 1420 2130 76,7 115 17000 25600

0,5—10 mglgon kol (2,1-43)10 ton

3 kg CO /äg olja 12,8 x 0 ton

1x106 ton/år med 3 2 svavel i kol 25—50 460x10 ton/å 0,8-039 ton/m 50xlO to /år 1,2 ton/m

66 m3/s vid 100 C temperaturförhöjning

Metaller

Tabell 2.3:7a Massbalans för metaller

Kol Slagg Uppsaml Utgående Avskiljnings— flygaska flygaska grad

ppm ton/år ton/år ton/år ton/år Z

As 15 64 6,2 46 11,5 80,0 Cd 2 8,5 0,5 5,4 2,6 68,0 Co 40 170 32,8 126 11,5 91,6

Cr 300

100 fast fas 1,5 gas

100

3

1280 426 6,4

426 12,8

291 27,7 0,004 100 0,8 839 378 0,60 303 11,4

148 85,0 20 95,0 0,03.) 5,75 9'4 23,5 92,8 0,60 95,0

Ni 80 341 48,6 278 14,6 95,0 Pb 30 128 4,5 73,4 50 59,5 Se 10 42,6 0,04 35,1 7,5 82,5 v 150 639 157 417 65 86,5 Zn 300 1280 179 879 220 80,0 _______________________________________________________________________________

Summa ca 4824 848 3392 581 84,0

Metallhalterna är hämtade från Commonwealth Scientific & Industrial Commission Organisation (CSIRO) i Australien, där anläggningen Balmoral uppvisat dessa höga värden på levererade kol. Mo—halten är dock relativt låg. Metallhalterna As, Cd, Hg och Se har uppskattats med utgångspunkt från Grennfelt och Lövblad, 1975 samt SNV:s litteratursammanställning — Om metaller, 1976. Ytterligare stöd för de antagna värdena har hämtats från Ruch, 1974. Cd—hal— ten har valts med hänsyn till angiven Zn—halt. Ett Zn/Cd—förhållande på ca 150 är vanligt. Av kolets Hg—halt avgår 90 Z i gasform. Valda siffror för metallbalanserna får betraktas som osäkra. Olika utredningar har givit olika resultat. Betydligt högre avskiljningsgrader än de antagna finns rapporterade.

Tabell 2.3:7b Beräknade emissioner av metaller från ett 1 000 MWel koleldat kraftverk försett med elektrofilter

Metallhalter pg/g

IVL SNV

Metallemissioner g/h

IVL SNV

0,7—14,9 (0,1—0,3 0,6—18,4 1,8—17,4

(0,015—0,177

(10—224

(IO—60

(0,5—3,7 5,5-39,5 0,3—116

1—15 0,01—2 1-40 65—300 0,3-1,5

27—100 1—30 0,06—10 2-150 4—300

8,2—170 (1,0—3,2 1,0—31 15—150 (5,1—58 (15—230 (102-610 (23—170 20—140 3,2—1 200

63,5—960 1,1—217 23,4—960

2 670—12 360 0,53—2,5 96—480

530-1 960 139—4 175 3,7-626

74—5 400 267-18 370

2.3.2 UPPVÄRMNING

Med ledning av energiförbrukningen för uppvärmning av bostäder och övriga lokaler kan bränsleförbruk— ningen bestämmas och emissioner av olika ämnen be— räknas, se tabell 2.3:8.

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

uttryckt uttryckt i 1 milj. ton TW olja Elvärme 8,3 Fjärrvärme Eo3—5 17,8 1,6 varav produktion i kraftvärmeverk 10,6 0,9 Fjärrvärme Bol—2 0,9 0,08 Övrig uppvärmning Eo3—5 29,3 2,6 Eel—2 69,1 5,8 Övrigt 6,3 131,7

Prognosen över Sveriges framtida energiförsörjning för uppvärmning enligt tabell 2.3:9 har beräknats med utgångspunkt från energiprognosutredningen (SOU 1974164—65) och Värmeverksföreningens uppfatt— ning om utvecklingen för fjärrvärmeanslutningar (ur Kraftvärme 1975). Som framgår av tabellerna väntas en kraftig ökning av el för uppvärmning av våra bostäder. 1975 svarade elvärmen för ca 6 % av den totala tillförda energin medan för alterna— tiv A, med full kärnkraftsproduktion, motsvarande siffra uppgår till 26%, Fjärrvärmen 1975 uppgick till ca 14 % av den totala tillförda energin medan Värmeverksföreningen anser utbyggnaden kan ske i sådan takt att fjärrvärmen väntas svara för ca 402 av landets värmebehov för uppvärmningsändamål 1985.

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

Utsläppen från uppvärmning av bostäder och övriga lokaler har med hjälp av uppgifterna i nyss nämnda tabeller och tabell 2.5:3 (emissionsfaktorer) kunnat beräknas, se tabell 2.3:10"

Tabell 2.3:9 Prognos över energiförbrukningen för uppvärmning av bostäder och övriga lokaler 1985

alternativ A alternativ B

med kärnkraft utan kärnkraft

TWh ton olja TWh ton olja Elvärme 37 — 28 — Fjärrvärme Eo3-5 66 5,8 66 5,8 varav produktion i kraftvärmeverk 25 2,2 53 4,7 " Eol—Z 0 0,0 0 0,0 Övrig upp— värmning Eo3—5 15 1,3 15 1,3 Eol—Z 27 2,3 43 3,6 övrig — — — — Summa 145 152

Tabell 2.3!10 Utsläpp från uppvärmning av bostäder och lokaler 1975 och 1985 (ton/år)

alternativ A alternativ B 1975 1985 med kärn— 1985 utan kärn— kraft kraft Svaveloxider 218 000 156 000 164 000 Kväveoxider 55 000 58 000 77 000 Koloxider 6 200 5 200 6 100 Kolväten 4 000 3 800 4 300 2.3.3 TRANSPORTMEDEL 2.3.3.l Bilparkens utveckling

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

När det gäller att beräkna utvecklingen för last— bilar och bussar har vissa uppgifter hämtats ur Energiprognosutredningen 1985—2000 (SOU 1974z64-65). I de fall där inga uppgifter på utvecklingen kunnat erhållas har förutsatts att den följer samma trend som under föregående tioårsperiod. Detta gäller för dieseldrivna bussar och lastbilar.

I tabell 2.3:11 redovisas det totala bilbeståndet för Sverige 1985.

En uppdelning av personbilar för olika årsmodeller har varit nödvändig att genomföra, beroende på olika avgasbestämmelser för årsmodellerna. Den genomsnitt— liga livslängden hos fordonen har antagits vara samma som idag, nämligen 14 år. Fördelningen redo— visas i tabell 2.3:12 enligt (AB Bilstatistik, 1975)

Tabell 2.3:11 Bilbeståndet i Sverige 1975 och 1985

1975 1985 Personbilar, bensin 2 666 000 3 708 000 Personbilar, diesel 94 000 120 000 Bussar, bensin 3 000 8 000 Bussar, diesel 11 000 10 000 Lastbilar, bensin 72 000 72 000 Lastbilar, diesel 85 000 118 000 Summa 2 931 000 4 036 000

Tabell 2.3:12 Fördelning av personbilar på olika arsmodeller 1975 och 1985

1975 1985 —l970 1 435 000 226 000 1971—1975 1 231 000 822 000 1976—1985 2 660 000 Summa 2 666 000 3 708 000

En beräkning av bränsleförbrukningen för fordons— parken har också utförts varvid Statens Vägverks beräkningar av den genomsnittliga körlängden och bränsleförbrukningen för olika fordonskategorier använts (Statens Vägverk- Transportnämnden, 1976—08-01).

Den genomsnittliga körlängden och bränsleförbruk— ningen hos olika fordonskategorier anges i tabell 2.3:13.

Tabell 2.3:13 Genomsnittlig körlängd och bränsle— förbrukning för olika fordonskategorier

Körlängd Bränsleförbrukning km l/mil

Personbil, bensin 13 100 1,1 Personbil, diesel 21 600 0,85 Bussar, bensin 22 400 2,3 Bussar, diesel 41 000 3,5 Lastbilar, bensin 13 000 2,1 Lastbilar, diesel 32 000 3,7

2.3.3.2 Trafikarbetsutveckling

Trafikarbetets utveckling har bedömts på följande sätt. Man kan inte räkna med att trafikarbetet

ökar i samma proportion som antalet bilar. Under— sökningar i Stockholm 1955—1975 visar att en ökning av antalet bilar med 40 Z ger en tioprocentig ök— ning av trafikarbetet i innerstaden. Samma för— hållanden torde gälla för perioden 1975—1985. Däremot är det realistiskt att räkna med att trafik— arbetet i ytterområdena och på landsbygd ökar i samma utsträckning som antalet registrerade bilar.

2.3.3.3 Emissionsfaktorer

Det har inte bedömts troligt att ytterligare avgas— renande åtgärder utöver vad som redan vidtagits i Sverige kan påverka utsläppen nämnvärt under perio— den fram till 1985. Förbättrad avgasrening kan bara införas på nytillkommande fordon och det tar därför lång tid innan de slår igenom i praktiken.

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

Tabell 2.3:14 Använda emissionsfaktorer för per— sonbilar vid beräkning av halten på trafikerad gata

19751985. ECO 42 g/km 23 glkm " " ECH 3,8 2,4 E 1,8 " 1,5 " NOX

För dieseldrivna lastbilar och bussar har antagits ECO=13 g/km, ECH=3,4 g/km och EN =22,0 g/km. För benzo(a)pyren, svaveldioxid och gly har använts de emissionsfaktorer som anges i tabell 2.5:3. 2.3.3.4 Emissioner Med användning av de data som redovisats ovan har totala utsläppen från motorfordon i Sverige beräk— nats, se tabell 2.3:15.

Tabell 2.3:15 Utsläpp från motorfordon i Sverige 1975 Och 1985, ton/år

1975 1985 Koloxid 1 102 000 1 023 000 Kolväten 173 000 106 000 Benzo(a)pyren 0,5 0,6 Kväveoxider 164 000 161 000 Svaveloxider 15 000 17 500 Bly 1 300 520x)

x) Vid en blyhalt av 0,14 g/l bensin 2.3.4 SVAVELDIOXIDUTSLÄPP I SVERIGE

För att kunna bedöma nedfallet av svavelföroreningar har en regional fördelning av svaveldioxidutsläppen utförts. Naturvårdsverket har tidigare beräknat den regionala fördelningen av svaveldioxidutsläppen i ett rutnät (1/2O long, 10 lat) (SNV PM 380).

Denna utredning har bearbetats för att gälla för— hållandena 1985. Till grund för beräkningarna lig— ger de bränsleprognoser som tidigare redovisats i avsnitt 2.2 samt uppgifter om bostadsbeståndets utveckling (SOU 1975:96). Vidare har Sveriges tät— orter antagits ha den fjärrvärmeanslutning som Svenska Värmeverksföreningen prognostiserat (Svens— ka Värmeverksföreningen, 1971). De 5 k processut— släppen från industrier har antagits vara halvera— de fram till 1985.

Emissionsberäkningarna har utförts för de två al— ternativen med och utan kärnkraft, som redovisats i avsnitt 2.2.1. Statens Industriverk har bedömt vilka städer som i första hand kan komma ifråga för kraftvärmeverksutbyggandet (Statens Industri— verk 1976z3). I övrigt har vi antagit att utbygg- naden följer den plan som Värmeverksföreningen antagit.

Vid beräkningarna har emissionerna från de fossil— eldade kraftverken antagits uppgå till 4,67 kg svaveldioxid per producerad kWh el, motsvarande ett svavelinnehåll i tjockolja på 1,0 viktprocent. För övriga källor har svavelhalten i tjockolja antagits vara 1,0 viktprocent och tunnolja 0,3 viktprocent. Resultaten av beräkningarna framgår av figurerna 2.3:16-2.3:19.

2.3.5 METALLUTSLÄPP TILL LUFT I SVERIGE FRÅN FÖRBRÄNNING AV FOSSILA BRÄNSLEN

Som utgångspunkt har använts uppgifterna om bräns— leförbrukningen i Sverige i avsnitt 2.2.2, tabell 2.2:5 samt data om blyutsläpp i avsnitt 2.3.3. I fråga om metallhalter i olja har använts ovan nämnd undersökning. Ifråga om utsläpp från kraftverken har uppgifter i avsnitt 2.3.1 använts. Resultatet av beräkningarna framgår av tabell 2.3:20.

*.2000

Totalutsläpp 806 000 ton/år

& .

ull-im 1.114-

20 l . - . J 3 * ; 6100 ' 50: 130 ! o 51 ) 20 280 250 | 2300 120 150 300 940 ,600_ (10 4100 i 300 8800 00 610 ! 4600 1300 x

Totalutsläpp

' I, 493 000 ton/år 14- 890 22300 6700 Ö

3! 10200 8600 lä ! '

12409"J 37800 '6306

20900] : OJ

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

Totalutsläpp 715 000 ton/år

. %" 4310 39100 3450

1 50900 0300

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

Totalutsläpp 715 000 ton/år

. a_n

. 54 980. 7200 |

.. 11600 65100, '! ! 39100 &,

Figur 2.3:19 Utsläpp av svaveldioxid, 1985 (ton) Alternativ B2 (inga kärnkraftverk i drift, lokali— sering av fossileldade kraftverk enligt figur 2.2:3)

Tabell 2.3:20 Metallutsläpp i Sverige från förbränning av fossila bränslen, ton/år

1985. Elkraftproduktion 1975 enligt alt A Enligt alt B med kärnkraftverk med oljeeld verk med koleldade verk

1) 2) 3) 4)

2 4 48 0,5 3 14 11 8 55 130 610 38 85 5 24 28 98

4 6 180 240

5)

m ..

C") :—

C!) 0 O 0 3 m 0 » LO O HOQr—leOv—JNF—i :? U Hmoor—amommo w

v—l

CO 0

oo N r—doxou—JLHOCNIMO

rx N 0 00

Pb— bensin 1 300 590 Pb— övrigt 12 17 3 2 9 210 V 590 870 1550 1020 990 1260 Zn 9 1 2 2 15 900

1) Utan StOftaVskiljning 5) Förutsätter en genomsnittshalt av 0,14 g Pb/l 2) Med stoftavskiljning bensin, med 0,35 g Pb/l blir utsläppet 1470 3) Kol med låga metallhalter ton/år

4) Kol med höga metallhalter

5)

z—x Lh

5)

O ON Lh

590 590

2.3 6 TEKNISK UTVECKLING TILL 1990

Som framgått av ovanstående släpps betydande föro- reningsmängder ut till atmosfären vid användning av fossila bränslen. Även stora mängder avfall bildas. De väsentliga källorna är kraftproduktion, bostadsuppvärmning och trafik.

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

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

Process Tekniskt l:a kommer— genombrott siella anläggning

________—_———————————

Direkt kolpulvereld— ning med stoftavskilj— ning och rökgasavsvav- ling Kolpastor för utnytt— jande i oljebrännare 1980 1983 Direktförbränning i fluidbädd, små

effekter 1980 1983 Gasturbin med fluid— bädd 1980 ? Avancerad fluidbädd med hög svavelavskilj—

ning och låg NDX—bild—

ning 1982 1985 Lågvärdegas med fluid— bäddsförgasning 1985 1990 Gasturbin med avan— cerad fluidbädd 1985 1990

Finns Finns

Process Tekniskt l:a kommer— genombrott siella anläggning

Mellanvärdegas + koks via partiell förgas— ning i syresatt fluid— bädd 1985 1990 Högvärdegas 1983 1993 Solvent refined coal, SRC 1983 1993 Flytande bränslen 1985 1995 MHD för kol 1990 1995

Det är troligt att förbränning av kol i fluidise- rad bädd i anläggningsstorlekar upp till något eller några hundratals MWel kommer att vara kommer— siellt tillgängliga 1990. Dylika enheter kan givet— vis slås ihop till större enheter. En sådan teknik innebär en reduktion av utsläppen av kväveoxider med minst 50 Z jämfört med de siffror för dagens teknik som angivits ovan. En minskning av utsläppen av polyaromatiska kolväten bör även erhållas. Det bör därvid anmärkas att emissionerna av de senare i dag är dåligt kända. Mycket stora skillnader finns på uppgifterna i litteraturen. Vid förbränning i fluidiserad bädd kan man även avsvavla varvid ett torrt relativt lätt hanterbart avfall erhålles. Mängderna av torr substans är dock av samma stor- leksordning som med skrubberteknik. Slangfilter byggs redan i dag för mindre koleldade anlägg— ningar och bör redan inom ett par år kunna installe— ras på stora enheter över 1 000 MWel. Slangfilter möjliggör en begränsning av metallutsläppen (dock ej kvicksilver) med ca 50 Z jämfört med de siffror som presenterats ovan. Siffran 50 % är en bedöm— ning då mätunderlag saknas.

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

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

återanvändas, åtminstone som vägmaterial e d. För— sök med dylik teknik pågår i flera länder.

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

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

2.4. HALTER AV LUFTFÖRORENINGAR 2.4.1 HITTILLSVARANDE UTVECKLING OCH NULÄGE I SVERIGE

Äldre mätningar av luftföroreningar i Sverige sak— nas i stor utsträckning. Vid 1960—talets början uppmärksammades luftföroreningsproblemen och vissa mätningar påbörjades i ett antal orter i Sverige. Svaveldioxid är den förorening som man hittills studerat mest noggrannt.

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

I det följande ges en beskrivning av uppmätta hal— ter i Stockholm, Göteborg och Malmö.

2.4.l.l Mätningar av svaveldioxid och sot

Svaveldioxid— och sothalter har registrerats i ett flertal orter i landet. I allmänhet uppmättes de högsta halterna i slutet av 60—ta1et. Man har se— dan dess haft en vikande trend i de centrala delar— na av städerna. Detta beror delvis på att begräns— ningar av svavelhalter i eldningsolja har införts men även på att fjärrvärmeanslutningar i de centra— la delarna av städerna successivt har utökats. Ett exempel på hur svaveldioxid— och sothalterna har förändrats framgår av figurerna 2.4:1—2.4:3 (Göte— borgs Hälsovårdsnämnd, 1975; Persson, 1973; Stock— holms Miljö— och Hälsovårdsförvaltning, 1976).

2.4.1.2 Mätningar av kväveoxider, koloxid, svävande stoft och ozon

Mätningar i Stockholm påbörjades hösten 1968 (Bilavgasgruppen i Studsvik, okt 1970). Fyra plat— ser i staden utsågs som man bedömde vara mest ut— satta för luftföroreningar från motorfordon. Samtliga mätplatser uppfyllde kravet att de låg vid en gata med tät trafik och att det fanns ett

trafikfritt område i närheten.

De föroreningar man mätt är svaveldioxid, koloxid, kväveoxider, sot och stoft. Samtliga dessa föro— reningar mättes vid en och samma plats. Kontinuer- ligt registrerande instrument har ingått i utrust— ningen.

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

Resultatet av mätningarna redovisas i tabellerna 2.4:6—2.4:9. Värdena avser resultat uppmätta invid körbanan. De mätningar som redovisas för Malmö (Malmö Hälsovårdsförvaltning, l97l—1974) har skett periodvis under 1971-1973. I allmänhet har regi— strerande instrument kommit till användning. Dessa har varit inrymda i mätstationer placerade vid kör— banan. I ett fall har mätsonden varit placerad alldeles invid husraderna (Sallerupsvägen). I all— mänhet har mätsonden befunnit sig ca 2 m över gatu— nivån. Som framgår av tabellerna 2.4:6—2.4:10 har mätningarna koncentrerats till högtrafik, kl 06.00— 09.00 och kl. 15.00—18.00.

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

Beträffande halten av ozon över en storstad hän— visas till en undersökning i Göteborg 72/73 (Insti— tutet för vatten och luftvårdsforskning, 1975). Maximala halter av ozon inträffar ej alltid ovan själva staden utan på ett avstånd av 5—lO mil från staden i vindriktningen.

2.4.l.3 Uppskattning av luftföroreningshalter utifrån emissionsdata

För att beskriva halterna under en längre tid till— baka kan man endast få en uppfattning om detta genom att se hur utsläppssituationen har förändrats. Detta kan oftast beräknas i efterhand genom indi— rekta metoder. Svaveldioxidutsläppet i Sverige 1949—1975 framgår av tabell 2.4:ll. Svaveldioxid— utsläppen för Europa 1900—1970 genom förbränning av kol och olja framgår av figur 2.4:4 (Norsk Insti— tutt for Luftforskning, 1976)

Ett annat sätt att försöka beskriva föroreningsni- vån är att se hur trafikarbetet i storstäderna har utvecklats under åren. Figur 2.4:5 visar utveck— lingen i Stockholms innerstad (Stockholms Gatukon— tor, 1975). Som framgår av figuren kan man skönja att en mättnadsnivå har börjat utvecklats från l970—talet. En fortsatt ökning av bilismen medför därför att trafikarbetet ökar i tätortens ytter— områden. Man kan således räkna med att de halter som förekommer idag i tätorternas innerområden endast kommer att öka relativt måttligt, men att dessa halter i framtiden och tidsmässigt kommer att få en större utbredning.

Den mättnadsgrad som Stockhom uppvisar torde endast gälla för städer av samma storleksordning. Fler— talet av Sveriges tätorter kan anses befinna sig i den utvecklingsfas som för Stockholms del gällde före 1970 (figur 2.4:5)

P% 1113 150 100 50 ||| IIIIII å ama eääaäeuuuuu 0 1 62 65 66 67 68 69 70 71 72 73 74 75

Figur 2.4:1 Svaveldioxidkoncentration i Göteborg 1959—1 (vinterhalvårsmedelvärden) Källa: Göteborgs Hälsovårdsnämnd

P8/m3

150

100 ___

50

I ar 67 68 69 70 71 72 73

68 69 70 71 72 73 74

Figur 2.4:2 Svaveldioxidkoncentration i Stockholm 1967- (Vinterhalvårsmedelvärden) Källa: Stockholms Miljö— och Hälsovårdsförvaltning

rug/mi 10( 1 i I ; | i | + i | 1 1 l i ; i ' l 1 | ' ; i | ' 1 I 1 50 _— ff— — l l, * v 1 | 7 ———r . * . . . v i 3 3 1 1 ! ; * i i i ; ; | | i | ' | 1 0 jun. juli jun. juli jun. juli jun. juli jun. juli jun. juli jun. juli jun. juli 1900 1961 1902 1903 100 1 1905 1900 1907 Ang/m) lvg/m, 1OOW"r* 1* ' . v ' . ' ' ** a' **—'r1oo

?

(171014

” 967 1968 1969 1970 1971 1972 1973 1974 1975

1966

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

milj ton SO 50 *

2

10-

__|—"1—-—T—'———l—_—r_—_f_—

1900 1910 1920 1930 1940 1950 1960 1970

Figur 2.4:4 Utsläpp av svaveldioxid i Europa från förbrän— _T__________ _ _

ning av f03511a bränslen Källa: Norsk Institutt for Luftforskning

Antalet fordon per dygn

500 000

450 000

400 000

350 000

300 000

250 000

200 000

150 000

100 000

50 000

1945 1950 1955 1960 f965"197o"19

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

m Innerstaden |__—=: Citysnittet

Tabell 2.4:6 Sammanställning av koloxidmätningar i Stockholm, Göteborg och Malmö (mg/m3)

Ort/mätplats År Antal mät— Procentiler Max 1/2 timmes dagar 50 95 99 medelvärde

Stockholm (halvtimmesmedelvärden) Kungsgatan aug—sep 68 26 15 30 37 70 dec 68—jan 69 27 11 21 25 46 mar 69—apr 69 21 11 22 31 51 sep 69 22 9 21 39 69 jan—feb 70 31 6 14 25 45 Engelbrekts— sep—okt 68 30 10 25 34 47 plan jan—feb 69 24 10 27 39 52 apr—maj 69 22 25 34 50 sep—okt 69 22 22 29 39

dec 69 17 21 32 39

mar—apr 70 14 16 22 41

Götgatan okt—nov 68 32 19 27 46 feb—mar 69 23 11 19 25

maj 69 22 19 26 47

jul—aug 69 26 20 34 47 okt—nov 69 22 22 45 55 dec 69—jan 70 26 20 32 54 mar—apr 70 31 14 24 34

Fridhemsgatan nov—dec 68 22 17 24 36 mar 69 23 17 21 29

maj—jun 69 23 25 31 41

INONXDWOQONWWXDQCNONQ

,,.4

Tabell 2.4:6 forts.

Ort/mätplats

År

Antal mät—

dagar

50

Procentiler

95 99

Max 1/2 timmes medelvärde

Fridhemsgatan aug— nov—

sep 69 dec 69 feb 70

Malmö (halvtimmesmedelvärden) Sallerupsvägen Nobelvägen 14; . x

Amiralsgatan

" x Nobelvagen ) TrelleborgsvägepX Mariedalsvägenxx) Eriksfältsgatan Nobelvägen 56

X)

71 72 73 73 73 73 73/74

Göteborg (halvtimmesmedelvärde)

Västra Hamngatan Vasaplatsen Berzeligatan Parkgatan

Sten Sturegatan Övre Husargatan

73 73 73 73 73 73

16 22 22 22 30 64 14 14 14 14 270

oooxoooooocx

VV

UWQ'IX

'. u .. o.».— '.

NxTxOOxTNNl!) .. HMNNNl—IHN

.—

NNx-erOO .. u—iNr—aN—ir—c

a n n

17 12 16

U']

..

v—l

:. .. . INOCDNDLHMv—IQ) V

.—

.—

OOUÄHNIN

19 12 14 10 11

27 17 22 29 70 29 13

Tabell 2.4:7 Maximala åttatimmars—medelvärden för koloxid

Mätplats

Västra Hamngatan Vasaplatsen Berzeligatan Parkgatan

Sten Sturegatan Övre Husargatan

halt

10 20 10 19 17 15

i Göteborg 1973(mg/m3)

Tabell 2.458 Sammanställning av kväveoxidmätningar i Stockholm, Göteborg och

Malmö ug/m

Ort/Förorening

Stockholm (halvtimmesmedelvärden)

Hötorget NO HX

Engelbrekts— plan

" || || Götgatan " || || ||

Fridhemsgatan "

År

sep jan—feb jul sep—okt dec feb—mar jul—aug okt—nov dec 69—jan mar aug—sep

69 70 69 69 69 70 69 69 70 70 69

Antal mät— dagar

21 30 24 22 17 13 26 22 26

7 16

50

370 290 330 400 390 390 410 600 160 210 570

Procentiler

95

1010

840 1010 1230 1230 1050 1790 1700 900 720 1930

99

1420

960 1740 1580 1640 1270 2460 2610 1310 880 2010

Max 1/2 timmes värde

1640 1150 3080 1850 2050 1640 2670 2740 1680 1150 2670

Tabell 2.4:8 forts

Ort/Förorening År Antal mät— Procentiler Max 1/2 timmes dagar 50 95 99 värde Fridhemsgatan NOX nov—dec 69 22 330 1010 1250 1600 " feb 70 22 230 1110 1810 2320 Hötorget NO2 sep 69 21 88 170 220 270 " jan—feb 70 30 120 180 220 290 " jul 69 24 110 220 270 310 sep—okt 69 22 120 180 210 270 dec 69 17 98 150 180 270 jan—mar 70 13 120 190 230 330 " jul—aug 69 26 110 170 210 250 " okt—nov 69 22 ' 76 160 190 210 " dec 69—jan 70 26 92 170 310 450 " mar 70 7 110 160 170 180 " aug—sep 69 16 120 220 260 290 " nov—dec 69 22 88 160 190 250 " feb 70 22 110 190 230 250 Malmö (halvtimmesmedelvärden) Nobelvägen NO 72 30 160 1310 1410 2050 Amiralsgatan "x 72 64 180 620 760 860 Nobelvägen " 73 14 140 530 860 940 Trelleborgsv " 73 14 270 530 570 570 Mariedalsv " 73 14 180 350 410 450 " 73 14 (50 (50 180 180 Göteborg (dygnsmedelvärden) Odingsgatan NO 74/75 168 80 310 450 2520

"

— — NOä 74/75 123 35 82 98 376

Tabell 2.4:9 Såmmanställning av svävande stoftmängder i Stockholm

och Malmö pg m

Ort/Mätplats År

Stockholm (timmedelvärden)

Kungsgatan aug—sep dec 68—jan mar 69—apr

sep jan—feb

Engelbrekts— sep—okt

plan jan—feb

apr—maj sep—okt

dec mar—apr

Götgatan okt—nov

feb—mar maj jul-aug okt—nov dec 69—jan maj—apr

Fridhemsgatan nov—dec

mar maj—jun

68 69 69 69 70 68 69 69 69 69 70 68 69 69 69 69 70 70 68 69 69

Antal mätdagar

26 27 21 22 31 30 24 22 22 17 14 32 23 22 26 22 26 31 22 23 23

50

200 215 465

50 121 95 140 172 147 106 141 100 213 225 156 102 148 168 150 320 115

Procentiler

95

430 685 1270 468 268 265 380 450 301 268 308 315 475 515 345 274 348 486 400 1020 225

99

590 940 1520 716 357 320 700 570 588 357 461 430 750 656 451 348 493 741 600 1250 325

Max tim— medelvärde

1060 2200 874 668 350 860 760 925 977 1542 650 950 760 1028 720 668 1388 750 1460 500

Tabell 2.4:9 forts Ort/Mätplats År Antal - Procentiler Max tim— mätda ar 50 95 99 medelvärde

Fridhemsgatan aug—sep 69 16 199 526 853 2776 nov—dec 69 22 94 215 298 360 feb 70 22 148 295 391 771

Malmö __,__

Amiralsgatan 72 30 42 188 239 660

Tabell 2.4:10 Sammanställning av blymätningar l Malmo, pg/m3

År Mätplats Antal mät— Blyprocentilerx) Max tim— dagar 75 90 95 medelvärde

72. Nobelvägen 147 30 10,6 12,6 1 17,6 72 Amiralsgatan 64 6,4 73 Nobelvägen 14 73 Trelleborgsvägen 14 73 Mariedalsvägen 14 73 Erikfältsgatan 14 (

GW CN D U')

.. .

wNON o. o. » ,. n

mx—rmmm .. xTLnx'fNLn

n ..

NOOON .. QNNMr—l ChmONNv—(CO » WNOv—il—(O

& QMQv—d

_ .. '-

x) Data grundar sig på mätningar gjorda under högtrafik kl 06-09 och 15—18 resp dagar

Tabell 2.4:11 Utsläpp av svaveldioxid i Sverige 1949-1975, ton/år

1949 1955 1965 1972 1975 400 000 610 000 780 000 810 000 740 000

Tabell 2.4:12 Resultat av ozon—mätningar i Göteborg

Januari l971—Augusti 1973

Period

___—___—

1972 17/1—10/2 8/3— 6/4 1/5-31/5 1/6—30/6 1/7-31/7 1/8—31/8 1/9—30/9 1/10—31/10 1/11-30/11 1/12—31/12 1973

11/1—31/1 1/2—28/2 1/4-30/4 1/5-31/5 1/6—30/6 1/7—31/7 1/8—31/8

O — K o n c e n t r a t

3

Periodens medel— värde

17 30 47 44 42 35 17 21 20 18 12 19 38 31 30 37 33

Max 24—tim medel värde

35 49 61 85 66 68 30 45 45 33 29 34 56 57 52 61 65

i o n (ppb)

Min 24—tim medel— värde

11 19 24 13 21

ChxDan

28 17 20 15 19

Max l—tim medel— värde

42 90 83 102 103 110 53 54 49 43 39 39 83 89 66 97 80

Antal dagar

med 0 ppb

OHNOQMOOOO (DOCXIC'XIC)ÖIV—1

3

80

Antal mät— dagar

23 28 26 24 29 17

8 24 30 28

29 10 13 31 26 31 30

2.4.2 DATA FRÅN VISSA UTLÄNDSKA ORTER

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

I USA har man utfört mätningar i utvalda städer, de 5 k CAMP-stationerna. Dessa stationer registre— rar kontinuerligt luftföroreningarna och är beläg— na i de centrala delarna av städerna (Stern, 1976) Mätningarna har utförts 3—30 m från gatuhörnen be— roende på de lokala omständigheterna. De luftför— oreningar som har analyserats är svaveldioxid, kväveoxider och koloxid. I tabell 2.4:13—2.4:15 redovisas maximala timmedelvärden och geometriskt medelvärde under perioden 1962—1967. Mätningar av stoft — tungmetall och polyaromathalter har utförts på flera platser i USA. Stoftmätningarna sker med "High Volume Sampler—tekniken". Några uppgifter om analysmetod och mätstationernas läge för tung— metaller och polyaromathalter uppges ej. Värdena redovisas i tabellerna 2.4:16—2.4:l8.

Några typiska värden över luftföroreningssituationen i Ruhrområdet visas i tabellerna 2.4:19-2.4:22. För svaveldioxid och stoft redovisas högsta och lägsta årsmedelvärde under 1964—1972 samt 97,5 procenti— ler för årsmedelvärdena (OECD, 1973). Stoftmät— ningarna har utförts med "High—Volume Sampler—tek— niken". Beträffande tungmetaller redovisas endast årsmedelvärdet 1974 (Minister fur Arbeit, Gesund— heit und Soziales des Lands Nordrhein—Westfahlen, 1975). I tabell 2.4:22 redovisas benzo(a)pyren- halter för två orter i Tyskland (Minister för Ar— beit, Gesundheit und Soziales des Lands Nordrhein— Westfahlen, 1975) Det bör observeras att nivån på halterna skiljer sig avsevärt från uppmätta värden i USA (tabell 2.4:18). Det finns anledning att tro att skillnaderna till viss del beror på provtag- ningsteknik och analysförfarande. Exempel på sva— veldioxid och sothalter i England redovisas i tabellerna 2.4:23—2.4:24 (Warren Spring Laboratory, 1976). Sotmätningarna har utförts i enlighet med OECD-metoden. Under perioden 1958 till 1974 har luftföroreningssituationen hela tiden förbättrats. Tabellerna anger förhållandet i de mest förorenade områdena i England. Figur 2.4:25 anger benzo(a)- pyrenhalter i centrala London 1950—1973 (Commins, 1976). Under den perioden har förbränning av kol i små eldstäder kraftigt minskat.

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

Bland nitrosaminer har dimetylnitrosamin (DMN) till- dragit sig särskilt intresse. Bildningen går via kväveoxider som med vatten i luften bildar salt— petersyrlighet (HNOZ) som tillsammans med aminer bildar nitrosaminer. DMN uppmärksammades bl a vid en industri som framställde bränslen till Minute— manraketerna. I processen ingår hantering av nitros- aminer. Vid mätning av halter i omgivningen till denna fabrik kunde halten 1—10 pg DMN/m uppmätas. I staden Baltimore belägen i samma område uppmättes då vånden låg från staden mot fabriken 0,02—0,1 pg/m och i städerna Charleston ogh Belle under samma förhållanden 0,01—0,05 pg/m . I New åork City intill en motorväg uppmättes 0,8 pg/m . (Shapley, 1976). Angivna värden avser tvåtimmars— medelvärden.

Vid mätningar i New York City har veckomedelvärden (totalhalt) av organiska klorä brom— och jodför— egingar uppmätts till 22 p /m för klor— 0,18 pg/ m för brom— och 0,02 pg/m för jodföreningar. Hal- ten av klorväte, bromväte och jodväte uppgi k vid samma mätningar till 22, 0,12 och 0,06 pg/m (Rahn et al, 1976).

I Norge har man nyligen mätt sulfatpartikelhalten i ett 40—tal tätorter. Mätningarna utfördes under februarå månad och man fann halter mellan 1 och 38 pg/m Som medelvärde för tätorterna anges

8,5 pg/m (Norsk Institutt for Luftforskning, ej publ). I Amerikanska städer har man som å smedel— värden allmänt halter överstigande 7 pg/m i de större tätorterna. De högsta halterna förekommer på den amerikanska ostkusten där t ex New York har årsmedelvärden på 18—28 ug/m (National Environmen— tal Research Center, 1974; EPA, 1973 och 1974L

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

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

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

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

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

Nitroolefiner. Vid en undersökning kunde faststäl— las att halterna var mindre än 0,005 ppm.

Tabell 2.4:13 Svaveldioxidkoncentrationen i repre— sentativa amerikanska städer 1962-1967, pg/m

Ort Maximala timmedel- Geometriskt värden under perio— medelvärde den under perio— högsta lägsta den

Chicago 4820 2460 320 Cincinnati 1630 1170 50 Denver 1030 490 40 Los Angeles 830 370 40 Philadelphia 2940 1880 170 S:t Louis 2740 1570 90 San Francisco 740 310 20 Washington 1770 1000 120

Tabell 2.4:14 Kväveoxidkoncentrationen (NOx)X) i representativa amerikanska städer 1962—1968, ,ug/m3

Ort Maximala timmedel- Geometriskt värden under perio— medelvärde den under perio- högsta lägsta den

Chicago 2180 1420 290 Cincinnati 2910 920 120 Denver 1480 1150 120 Los Angeles 2770 2020 250 Philadelphia 3670 1990 160 S.t Louis 1890 900 120 Washington 2670 1400 140

x) Halterna angivna som NO2

Tabell 2.4:15 Koloxidkoncentrationen i repre- sentativa amerikanska städer 1962—1967, mg/m3

Ort Maximala timmedel— Geometriskt värden under perio— medelvärde den under perio— högsta lägsta den Chicago 73 35 16,5 Cincinnati 42 25 6,0 Denver 69 50 8,4 Los Angeles 59 44 12,1 Philadelphia 67 46 8,6 S:t Louis 36 31 6,9 San Francisco 47 27 6,0 Washington 51 31 4,4

Tabell 2.4:16 Stoftkoncentrationen i amerikanska städer relaterat till invånaretal, ,ug/m3

Invånaretal Antal städer lägsta högsta Geomet— i intervallet riskt medel— värde under perio— den 3 milj 2 57 714 167 1-3 " 3 34 594 146 0,7—1,0 " 7 14 658 113 0,4—0,7 " 19 10 977 112 0,1—0,4 " 92 10 1706 100 50000—100000 81 6 982 93 25000—50000 23 5 679 71 10000—25000 6 11 539 63

10000 5 22 396 84

Tabell 2.4:17 Tungmetallkoncentration i amerikanska städer årsmedelvärden (pg/mB)

Ort Cd Cr Cu Fe Mn Ni Pb V Zn

Chicago Cincinnati Denver Philadelphia S:t Louis

New York Atlanta 0,017 0,002

Birmingham 0,008 0,005 Baltimore 0,003 0,018 Albuquerqve 0,000 0,001

0,03 0,06 0,17 0,05 0,02 0,06 0,05 0,06 0,02 0,06 0,18

m n

o.

» n

..

a .. »

0,14 0,09 0,17

n o.

NwwaCOxT . Mv—QHv—Qr—dv—å

. n

'. o.

.. _

H(na>NF40(VP—w .. HHOOu—lmp—lf—co

.. »

x'rxowrx

HNQv—n—JMOOOO .. OOOOOOOOOO

:—

0,007 0,001 0,52 0,004 0,003 1,09 0,034 0,071 0,34 0,000 0,001 0,00

Tabell 2.4:18 Koncentration av polyaromatiska kol— väteföreningar i amerikanska städer (årsmedelvär— denL ng/m3

|"?

Substans

&)

OOHONNUJN r—'

bot)

Benzo(f)quinoline Benzo(h)quinoline Benzo(a)acridine Benzo(c)acridine 11H—Indeno(1,2—b)quinoline Dibenz(a,h)acridine Dibenz(a,j)acridine Benz(a)anthracene Fluoranthene Pyrene Benzo(a)pyrene Benzo(e)pyrene Perylene Benzo(g,h,i)perylene Anthanthrene Coronene

ave—uv—

» »; X] &I

h>OCDC>UIWkn£—DCDCDOCDC>O(D m . m 0

Tabell 2.4:19 Svaveldioxidkoncentrationer i några tyska städer 1964—1972, pg/m3

Ort årsmedelvärden 97,5 procentiler högst lägst högst lägst Dässeldorf 130 90 480 270 Duisburg 190 140 630 440 Essen 180 110 650 360 Oberhausen 210 130 720 420 Köln 130 70 400 250 Bottorp 220 140 670 430 Gelsenkirchen 210 120 630 340 Recklinghausen 190 110 570 330 Bochum 190 110 600 310 Castrop—Rauxel 200 110 660 330 Dortmund 180 100 660 290 Wanne Eichel 270 130 780 330

Tabell 2.4:20 Stoftkoncentrationer i några tyska städer 1967—1972, Mg/m3

Ort årsmedelvärden 97,5 procentiler högst lägst högst lägst Essen 260 179 626 301 Gelsenkirchen 200 197 613 415 Bochum 214 166 453 330 Castrop—Rauxel 192 167 413 321 Horrem 161 139 413 293 Frechen 164 145 386 287 Hörth 131 152 365 269 Duisburg 326 210 674 485 Oberhausen 267 201 526 404 Bottorp 227 243 577 516 Dortmund 254 197 598 366 Aachen 123 98 269 214

Tabell 2.4:21 Tungmetallkoncentrationer i några tyska städer 1974 (årsmedelvärden), pg/m3

Ort Kadmium Bly Zink Krefeld 0,009 1,15 1,08 Rheinhausen 0,015 1,53 2,09 Duisburg 0,025 2,03 1,95 Oberhausen 0,013 2,07 1,77 Mölheim 0,012 1,79 1,42

Tabell 2.4:22 Halter av benzo(a)pyren i två tyska städer 1969—1974, ng/m3

Ort Årsmedelvärde Max månad högst lägst högst lägst Duisburg 86 63 273 103 Dösseldorf 28 31 190 60 Krahm (renluftst) 10 8 20 15

Tabell 2.4:23 Svaveldioxidhalter i några områden i England 1958—1974, pg/m3

Region Årsmedelvärden högst lägst

London 233 116 Yorkshire& Humberside 339 91 North West 275 93 North 176 71

Tabell 2.4:24 Sothalter i några engelska områden 1958—1974, pg/m3

Region Årsmedelvärden högst lägst

London 174 35 Yorkshire & Humberside 276 42 North West 296 48 North 221 55

ng/m3 70

60 . o County Hall ' St.Bartholomews Hospital >( Medical College

50 40 30 20

10

1950 1955 1960 1965 1970 1973

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

SOU 1977:68 Utsläpp, spridning och föroreningshalter 2.5 BERÄKNING AV FRAMTIDA LUFTFÖRORENINGS- HALTER I TVÅ TYPISKA ORTER UNDER OLIKA FÖRUTSÄTTNINGAR 2.5.1 INTRODUKTION

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

De orter vi har valt har 25 000 resp 200 000 in- vånare och förutsättes ej ha svåra topografiska och meteorologiska förhållanden. 1 vad män och på vilket sätt beräkningsresultaten kan användas diskuteras nedan i avsnitt 2.7.

Idag uppgår antalet fjärrvärmeförsörjda flerfamiljs— hus och övriga lokaler till ca 27 %. De elvärme- försörjda uppgår till ca 3,8 %. Värmeverksföre- ningen har bedömt utvecklingen fram till 1985 (ur Kraftvärme, 1975) Föreningen räknar med att antalet fjärrvärmeförsörjda flerfamiljshus och övriga lokaler skall öka till 30 % år 1985. De el— värmeförsörjda flerfamiljshusen och övriga lokaler beräknas 1985 uppgå till ca 11 %.

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

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

Medeltemperaturen i åtäderna har under vinterhalv- året antagits vara 0 C.

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

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

2.5.2 METODIK ATT UPPSKATTA FRAMTIDA HALTER 2.5.2.l Halter i modellstäderna

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

Metodiken att beräkna förekommande halter av luft— föroreningar i modellstäderna 1985 har varierat be— roende på förorening och källa till utsläppen.

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

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

2,5,2,2 Beräkning av bidraget av förore—

ningar från motorfordon

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

a) Vinden tvärs över gatan. Man får olika halter på läsidan och vindsidan (se figur 2.5:1).

b) Vinden längs med gatan. Halterna blir lika på båda sidor av gatan.

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

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

förutsatt att man har sidor av gatan. Lägre byggelse endast finns då gatan är belägen i annat öppet område.

bakgrunds—

koncent—_____ ration

byggnad

x &

observations— punkt

en gata med hus på båda halter kan förväntas då be— på ena sidan av gatan och närheten av en park eller

byggnad

).

Schematisk bild av vindfältet i ett gatutvär— snitt

Figur 2.5:1 Ceometrisk tolkning av Stanford— modellen

2.5.3 BERÄKNINGSFÖRUTSÄTTNINGAR 2.5.3.l Bearbetning av luftkvalitéundersökningar

Luftkvalitéundersökningar har bearbetats för att an— ge halter av svaveldioxid, stoft, tungmetallaeroso— ler och polyaromater.

För att ange representativa data för år 1985 har vi korrigerat dessa undersökningar eftersom emissionen av luftföroreningarna förändras under perioden be— roende på bilparkens förändring, ökad fjärrvärmean— slutning etc.

2.5.3.2 Luftföroreningshalter på grund av

bilavgaser

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

Vid beräkning av utsläppet på en gata har emissions— uppgifter i avsnitt 2.3.3.använts. Vidare har an— tagits att 10 % av bilarna på den trafikerade gatan består av dieseldrivna fordon. Beräkningarna kompli— ceras av att emissionsfaktorerna bestäms med olika testmetoder för 1971—1975 och fr o m 1976 års mo— deller. För 1971—1975 används en s k ECE—test med en medelhastighet för provfordonet av 18 km/h och för bilar av 1976 års modeller ett s k CVS-prov där medelhastigheten är 36 km/h. Emissionsfaktorerna har dock kunnat räknas om så att samtliga årsmo- deller motsvarar värden enligt ECE—test då medel— hastigheten på gatan har antagits till 18 km/h.

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

2.5.3.3 Emissioner i modellstäderna

Utsläppen av olika luftföroreningar har beräknats för de olika modellstäderna för åren 1975 och 1985 med utgångspunkt från bränsleförbrukning, genom— snittliga körsträckor för olika fordonsslag och kända emissionsfaktorer. Tabell 2.5:2 anger utgångs— data för modellstäderna och tabell 2.5:3 och 2.5:4 använda emissionsfaktorer (EPA, 1973 m.fl. rappor— ter). Grunddata för tabell 2.5:2 har hämtats från avsnitt 2.2 och 2.3. Utsläppen av kväveoxid är angi' vet som kvävedioxid, kolväten som metan. I fråga om utsläppen från de olika slagen av kraftverk hän— visas till avsnitt 2.3.1.

Tabell 2.5:2 Förhållandet i modellstäderna

Större staden Mindre staden

Invånare, 1985 200 000 25 000 Spec. värmeeffekt— behov 7 kW/person 7 kw/person Värmeeffektbehov 1985 1 400 MW 175 MW Anslutningseffekt, värme 1975 350 MW 0 MW

Anslutningseffekt,

värme 1985 1 050 MW 44 MW Hetvattencentraler 1985 6 x 100 MWel 1 x 50 MW

2 x 250 MWel —

Värmebehov 1985 2 940 GWh 368 GWh varav fjärrvärme 2 200 GWh 92 GWh " elvärme 290 GWh 74 GWh Förbrukning av Bo 3-5 1975 162 000 ton 13 100 ton Förbrukning av Bo 3—5 1985 303 000 ton 21 900 ton Förbrukning av E0 1—2 1975 191 000 ton 30 300 ton Förbrukning av Bo 1-2 1985 50 900 ton 20 700 ton

Antal personbilar

1975 63 800 st 8 340 st

Antal personbilar

1985 88 600 st 11 600 st Förbrukning av 3 3 bensin 1975 90 300 m 11 600 m Förbrukning av 3 3 bensin 1985 126 000 m 16 100 m Förbrukning av 3 3 diesel 1975 9 710 m 570 m Förbrukning av 3 3 diesel 1985 12 800 m 730 m

Anm: 1985 avser ett läge utan kärnkraftverk i drift

Tabell 2.5:3 Specifika utsläppsdata för olika källor (kg/ton bränsle) Svavel— Kväve— Stoft Koloxid Kolväten Tung— Benzo(a)—

dioxid oxider metaller pyren

Tjockoljeeldade 20 (38)x) 5 1,5 0,50 0,40 0,072 (4—35)x10_ anläggningar ( 100 MWel Tunnoljeeldade 6 (10)X) 5 0,3 0,70 0,40 0,0012 ? anläggningar Personbilar, bensin

-70 års mod 71_75 || " 76_ || || Personbilar, diesel Bussar och last— 6 (10)X) 36 6,5 33 6,5 0,0012 8,0x10"5 bilar. diesel

6

6 20 275 35 0,11 (0,3)X) 1,1x10'4 6 20 230 23 0,11 (0,3)X) "

6 130 15 0,11 (0,3)X) "

(

22 6,5 0,0012 8,0x10_5

r—Jr—lr—lm .. '.

11 10)X) 7,5

..

r—(u—iu—IND ..

OOOkD

x; gäller 1975

Tungmetallutsläpp från personbilar förekommer främst som bly

Tabell 2.5:4 Tungmetallinnehåll i oljeprodukter (ppm) (Svenska Värmeverks— föreningen, 1971—03—31)

EO 1—2 EO 3—5

As 0,021 0,06

Cd (0,010 (0,015 Co (0,02 0,36

Cr 0,025 0,05

Cu 0,10 0,25

Fe 0,76 5

Hg 0,0034 0,002 Mn (0,02 0,09

Mo (0,10 0,15

Pb 0,12 0,90

v 40,10 49

Zn 0,09 0,70

Tabell 2.525 Utsläpp av vissa föroreningar i modellstäderna. Invånare 190 000, år 1975

Källa Svavel— Kväve- Stoft Koloxid Kolväten Tung— Benzo(a)— dioxid oxider metaller pyren ton ton ton ton ton ton k

Fjärrvärme 2 870 390 110 39 31 5,4 2 Lokaluppvärmning 5 210 1 390 190 160 110 6,5 9 inkl industrier

Bilar 150 2 650 2 200 22 000 4 100 32 13

___—___"

Summa ca 8 200 4 400 2 500 22 200 4 200 44 25

Tabell 2.5:6 Utsläpp av vissa föroreningar 1 modellstäderna. Invånare 200 000, år 1985

Källa Svavel— Kväve— Stoft Koloxid Kolväten Tung- Benzo(a)— dioxid oxider metaller pyren ton ton ton ton ton ton k Fjärrvärme 4 770 2 010 280 240 100 17,0 8 Lokaluppvärmning 1 980 620 120 66 50 4,8 4 inkl småindustrier Bilar 153 2 650 2 900 26 100 2 700 18 19 Summa ca 6 900 5 300 3 300 26 400 2 900 40 32

Tabell 2.5:7 Utsläpp av vissa föroreningar 1 modellstäderna. Invånare 24 000, år 1975

Källa Svavel— Kväve— Stoft Koloxid Kolväten Tung— Benzo(a)— dioxid oxider metaller pyren ton ton ton ton ton ton k

Fjärrvärme — — Lokaluppvärmning 800 220 29 25 17 1,0 1,4 inkl småindustrier

Bilar 13 330 210 2 750 530 4,1 1,7 Summa ca 810 550 240 2 800 550 5,1 3,1

Tabell 2.5:8 Utsläpp av vissa föroreningar 1 modellstäderna. Invånare 25 000, år 1985

Källa Svavel— Kväve— Stoft Koloxid Kolväten Tung— Benzo(a)— dioxid oxider metaller pyren ton ton ton ton ton ton kg Fjärrvärme 200 51 15 5 4 0,7 0,4 Lokaluppvärmning 350 160 24 18 13 0,9 1,1 inkl småindustrier Bilar 14 330 300 3 250 330 2,3 1,5 Summa ca 560 540 340 3 300 350 3,9

(pg/m3)pphm (86) 3 (37) 2 (29) 1

2.5.4 SVAVELDIOXID

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

Svaveldioxidhalterna i ytterområdena har erfaren— hetsmässigt bedömts vara en 1/2 ä 1/3 av inner— stadens nivå.

Omräkning till andra temperaturer: c = CO(1—O,lt) för u(ooc c = Co(l—0,6t) för t>00C 0 N

100 000 inv

Figur 2.5:9 Svaveldioxidhalter, vinterhalvårs— medelvärden för tätorter med olika procentuell

fjärrvärmeutbyggnad och invånarantal, )ug/m3 normaliserat till OOC

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

De relativa bidragen från olika källor har beräk- nats på följande sätt:

Bilarnas bidrag har bedömts utifrån utförda emissionsberäkningar (se avsnitt 2.3.3). Bilarna har således antagits bidra till svaveldioxidhalter— na lika mycket som bidraget till emission av svavel— dioxid. Detta förhållande torde relativt väl gälla för tätorten som helhet. Vid starkt trafikerade gator där ventilationen är dålig torde dock bilar— nas bidrag till svaveloxidhalten icke vara oväsent— lig. Någon beräkning har emellertid inte kunnat ut— föras. Bidraget från lokaluppvärmning och energi— produktionsanläggningar har beräknats utifrån upp— gifterna i figur 2.5:9. Genom att bestämma den genomsnittliga svaveldioxidhalten för 0 resp 100 Z fjärrvärmeanslutning har de relativa bidragen be— räknats.

De relativa bidragen från olika källor anges i tabell 2.5:10 och beräknade svaveldioxidhalter i tabell 2.5:11. Bakgrundsvärdena gar som genomsnitt för Sverige antagits vara 3 pg/m .

Tabell 2.5:10 De relativa bidragen till svaveldi— oxidhalten från olika källor, under vinterhalv-

året

25 OOO—staden 200 OOO—staden Bakgrund 10 Z 9 Z Bilar 2 Z 2 Z Lokaluppvärmning inkl småindustrier 81 Z 57 Z Fjärrvärmeverk 7 Z 32 Z

Tabell 2.5:11 Svaveldioxidhalter i modellstäderna

1985, pglm3

Tidsperiod som 25 OOO—staden 200 OOO—staden medelvärdet avser inner— ytter— inner— ytterom—

staden områdena staden rådena vinterhalvårl) 29 10—15 33 11-16 max dygnZ) 150 85 180 100

98 procentilerz) för dygnsmedel—

värden 140 80 180 100 99 procentilerz) för timmedel— värden 150 85 190 100

15 vintertemperatur OOC 2) under en femårsperiod

2.5.5 KVÄVEOXIDER 2.5.5.l Halter ovan tak

Vinterhalvårsmedelvärden av kväveoxider ovan tak (+20 m) för modellstäderna har beräknats med hjälp av ovan nämnda utredning för svaveldioxidens va— riation med fjärrvärmeutbyggnaden. Med halter ovan tak menas förekommande halter i områden som ej direkt påverkas av biltrafik, punktkällor eller liknande. Eftersom intaget för ventilationsluften

i allmänhet är placerad på taket av byggnaderna

kan halterna ovan tak också sägas vara de som före— kommer allmänt i bostäder och övriga lokaler. Där— vid har hänsyn tagits till de totala emissionerna av kväveoxider, som sker på låg höjd (upp till

20 m) från lokaluppvärmning, industri och bilar. Härvid har emissionerna av svaveldioxid och kväve— oxider proportionerats mot halterna av svaveldi— oxid. Vid beräkningarna har bortsetts från emissionerna från de större fjärrvärmeanläggningar— na vars utsläpp sker på hög höjd och som bidrar mycket litet till de totala halterna av svaveldi— oxid och kväveoxider.

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

Tabell 2.5:12 Vinterhalvårsmedelvärden av kväve— oxider ovan tak i modellstäderna 1985. Halter i Pg/m3

Invånare Innerstad Ytterområden NoX NO NOZ NO)( NO NOZ

200 000 48 14 20 30 9 14 25 000 45 12 18 30 9 14

De beräknade långtidsvärdena kan jämföras med uppmätta halter från Göteborgs innerstad enligt Grennfelt (personligt meddelande), vilka framgår av nedanstående. Halter i pg/m3.

nox NO N02

Årsmedelvärde 75—07— —76—06 116 30 56 vinterhalvårs— medelvärde 75—10— —76—03 160 48 64

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

Med antagande av att samma fördelning av kväve— oxidhalter förekommer under året som för svavel— dioxid kan de maximala dygnsmedelvärdena pro— portioneras efter emissionerna, se tabell 2.5:14. Beräkningsresultatet kan jämföras med det exempel på en kumulativ frekvensfördelning av dygnsmedel— värden som visas i figur 2.5:13.

Procent

Q01 QOZ 004 006 OJ 02 OA

NOx och N02 ppm

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

20 m över gatuplanet

1 ppm No2 = 2 000 pg/m3 1 ppm NO 1 300 pg/m3

Tabell 2.5:14 Maximala dygnsmedelvärden under en femårsperiod av kväveoxåder ovan tak i modell— städerna. Halter i pg/m

Invånare NOX NO N02 i innerstaden

200 000 280 105 70 25 000 200 75 50

För att belysa frågan om vilka maximala korttids- värden av kväveoxider som kan uppträda ovan tak i modellstäderna kan endast utförda mätningar an— vändas. Jämförelsen med förhållanden för svavel— dioxid är härvid inte möjlig att använda med hän— syn till olikheterna i bidrag från olika källor. Enligt mätningar i Göteborg (Institutet för vatten och luftvårdsforskning, 1976) har kväveoxidhalter på upp till 23500 pg/m3 och kvävedioxidhalter upp till 500 pg/m uppmätts som timmedelvärden på en enstaka plats. Figur 2.5:15 visar ett exempel på en episod med höga halter. Samma mätning ger vid handen att för korttidsvärden är andelen kväve— dioxid ca 25Z. Ett karaktäristiskt maximalt tim— medelvärde av kväveoxider och kvävedioxid som kan förekomma på flera håll ovan tak kan uppskattas till 1 000 resp 250 ug/m3.

2.5.5.2 Halter i gatuplanet

Halten av kväveoxider har beräknats med en för— enklad version av Stanford—modellen för det fall då vinden blåser längs gatan enligt avsnitt 2.5.2.2. Lika höga halter erhålls därvid på båda sidor av gatan. Beräkningar har endast kunnat göras för maximala dygns— och korttidsvärden (vid maximal dygnstrafik resp högtrafik) och resultaten framgår av tabell 2.5:16, 2.5:17 och 2.5:18 för de trafikförhållanden och emissionsfaktorer som förutsatts för 1975 resp 1985. Beräknade halter är starkt beroende av vindhastigheten. I en stad är det sällan helt vindstilla på grund av ter— miska effekter. För exempelvis Stockholm är vind— hastigheten ovan tak aldrig mindre än 1 m/sekund medan 1—2 m/sekund förekommer 30 Z och 3—5m/sekund 50 Z av tiden.

Göteborg 1975-02-28 1,20

1,00

0,80

0,20

I..—'

__”1

'- xx— X_XNX—X—XlxN—xg

Tid

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

1 ppm NOZ = 2 000 ;ug/m3 l ppm NO = 1 300 pg/m3

Tabell 2.5:16 Bidraget från biltrafik till dygns— medelvärden av kväveoxider i gatuplanet (+3 m vid körbanekant) som funktion av vindhastigheten (u) ovan tak. Fordonsmängd och emissionsförhållandgn för 1975 enligt avsnitt 2.5.3.2. Halter i pg/m

u NOX NO NO2 m/s

0,5 710 260 190 1,0 490 190 110 2,0 300 110 75 5,0 120 45 30

Tabell 2.5:17 Bidraget från biltrafik till timmedel— värden av kväveoxider i gatuplanet (+3 m vid körbane— kant) som funktion av vindhastigheten (u) ovan tak. Fordonsmängd och emissionsförhållangen för 1985 en— ligt avsnitt 2.5.3.2. Halter i mg/m

u NOX NO NO2 m/s

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

Tabell 2.5:18 Bidraget från biltrafik till dygns— medelvärden av kväveoxider i gatuplanet (+ 3 m vid körbanekant) som funktign av vindhastigheten (u) ovan tak, halter i pg/m , samma förutsättning som tabell 2.5:16

u NOX NO NO2 m/s

0,5 950 350 250 1,0 650 250 150 2,0 400 150 100 5,0 160 60 40

Bidraget från biltrafik för en vindhastighet av 5 m/s, tiden 6.00—19.00 och 1985 års trafikför— hållanden hag även beräknats och ger en halt av 450 pg NOx/m . För att erhålla totala halten av kväveoxider i gatuplanet måste dessutom bidraget från övriga håll läggas till, se även avsnitt 2.5.5.3 nedan.

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

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

NOX NO2 timmedelvärde 4 000 1 000 dygnsmedelvärde 1 000 250 2.5.5.3 Bidraget till kväveoxidhalter från

olika källor

De relativa bidragen till totalhalten av kväve— oxider ovan tak (+ 20 m) och i gatuplanet har be— räknats och redovisas i tabell 2.5:19. Bakgrunds— värdena av kväveoxider har som ggnomsnitt för Sverige antagits vara ca 10 pg/m (Robinson och Robbins, 1970). Vid beräkning av bidragen ovan tak har antagits att de olika utsläppskällorna bidrar till totalhalten i proportion till sina utsläppsmängder enligt utförda beräkningar i av- snitt 2.3. För att få fram de relativa bidragen på en trafikerad gata har bidraget från den lokala biltrafiken till totalhalten på gatunivån beräk— nats för årsmedelvärdet av kväveoxider. Detta har tillgått så att en årsmedeltrafik för gatan har beräknats och använts i Stanfordmodellen vid medelvindhastigheten 5 m/s. Totalhalten på gatu- nivån utgör summan av det lokala bidraget från bilarna och halter ovan tak. Det relativa bidraget från bilarna har sedan beräknats som summan av det lokala bidraget och bilarnas bidrag till halten ovan tak. De övriga utsläppskällorna har som ovan antagits bidra till halten ovan tak i proportion till sina utsläppsmängder.

Tabell 2.5:19 De relativa bidragen av kväveoxider från olika källor under vinterhalvåret i inner— staden, 1985

200 000 inv 25 000 inv

Trafikerad Ovan Trafikerad Ovan gata tak gata tak Bakgrund 3 Z 10 Z 3 Z 10 Z Bilar 83 Z 60 Z 86 Z 55 Z Lokaluppvärmning 3 Z 15 Z 8 Z 30 Z Fjärrvärmeanlägg— ningar 11 Z 15 Z 3 Z 5 Z 2.5.6 SVÄVANDE STOFT — INKLUSIVE METALLER 2.5.6.1 stoft — totalt

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

Tabell 2.5:20 ätofthalter i modellstäderna 1985, ovan tak (pg/m )

200 OOO—staden 25 OOO-staden Tidsperiod som inner ytterom— innerstaden medelvärdet av- staden rådena ser vinterhalvår 45 20—25 20—25 max dygn 130 85 85 max halvtimme 350 220 220

Tabell 2.5:21 Stoftäalter i modellstäderna 1985, vid gatunivan (pg/m )

Tidsperiod som Starkt tra— innerstaden medelvärdet av- fikerade övrigt ser gator vinterhalvår 200 170

99 procentiler för halvtimmes värden 790 760

Stoftemission från bilar härrör ej enbart från för— bränning, utan uppkommer även genom slitage av as- falt, gummi och bromsband. Miljö- och hälsovårds— förvaltningen i Stockholm har uppskattat att emissionen av slitageprodukter är ca 10 ggr större än stoftutsläppet genom avgaser (Stockholms miljö— och hälsovårdsförvaltning, 7:1976) Av det totala stoftutsläppet i modellstäderna svarar bilarna för ca 90 Z (se tabell 2.5:5-2.5:8).

De relativa bidragen till stofthalterna har beräk- nats på följande sätt. Vid gatunivån har bilarna antagits bidra till halten lika mycket som bidraget till utsläppet, d v s 90 Z. Med en antagen bak— grundshalt av 10 pg/m samt kännedom om totalhalten av stoft i gatunivån (tabell 2.5:21)kan bidraget3 från förbränning av olja beräknas till 5—10 pg/m vid gatunivån, mått som vinterhalvårsmedelvärde. Detta värde måste rimligtvis, mätt som ett medel— värde över Stadscentrum, vara av samma storleks— ordning ovan tak som vid gatunivån.

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

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

starkt trafikerad innerstaden gata vid gatuni— ovan tak vån Bakgrund ca 5 Z ca 20 Z Bilar ca 90 Z ca 50 Z Förbränning av olja ca 5 Z ca 30 Z 2.5.6.2 Metallaerosoler

Tungmetallmätningar saknas i stor utsträckning i Sverige. Mätningar pågår f n i Malmö och Stock— holm. Underlag för en säker bedömning av förvän— tade halter 1985 i svenska tätorter saknas i stor utsträckning. Som en vägledning vilka nivåer som kan tänkas uppkomma, redovisas i tabell 2.5:23 re— sultat från mätningar i Malmö under en tiodagars period 1975 (Malmö hälsovårdsförvaltning, 1976). Mätresultaten kan jämföras med mätningar från USA, se avsnitt 2.4.2. Kvicksilvermätningar har utförts på olika platser i Stockholm (SNV, PM 421). Halterna varierade mellan 2-6 n /m3 och kan som medelvärde beräknas till 5 ng/m . Institutet för vatten— och luftvårdsforskning har under juli— december månader utfört mätningar i Rörvik utan- för Göteborg (ej publ. material). Kvicksilverkon— centrationgn under juli och augusti uppmättes till 16—21 ng/g och under november—december till

6—12 ng/m

Tabell 2.5:23 Tungmgtallaerosolmätningar i Malmö

mätt ovan tak (ng/m , ed = ej detekterad) Innerstaden Medelvärde under ngnsmedelvärden tiodagarsperioden

Cd ed — 10 3 Cr ed — 20 8 Cu ed — 80 50 Fe 730 - 6 920 2 600 Mn 10 _ 80 40 Pb 140 — 590 360 Sb ed - 60 9

Sn ed — 40 8

V 25 — 90 50 Zn 60 - 460 260

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

Tabell 2.5:24 Blyhalten vid gatunivån för starkt trafikerade gator 1985 (ng/m )

Tidsperiod som Blyhalt Stofti Bly i gas- medelvärdet i bensin bundet form avser i g/l blz Dygn 0,14 600—1000 70 Max halvtimme 0,14 3 600 1 000 Dygn 0,35 1 500— 2 600 190 Max halvtimme 0,35 8 900 2 500

De relativa bidragen från olika källor har endast kunnat bedömas utifrån emissionsdata, se tabell 2.5:25.

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

Metall Bilar Lokaluppvärmning Fjärrvärme inkl småindustri

Kadmium 4 32 64 Krom 2 27 71 Koppar 2 26 72 Bly 99 (1 1 Vanadin 1 21 78 Zink 1 23 76 2.5.7 KOLOXID

Beräkningar av koloxid i gatuplanet har utförts med Stanfordmodellen enligt avsnitt 2.5.3 dels som entimmars medelvärden, dels som åttatimmars medelvärden. Koloxid kan anses, i första hand, vara ett problem endast i gaturummet. Halterna av koloxid ovan tak har som åäsmedelvärde upp— skattats till maximalt 1 mg/m

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

Tabell 2.5:26 Bidraget från biltrafik till timmedel— värden av kolmonoxid i gatuplanet (+ 3 m vid kör— banekant) som funktion av vindhastigheten (u) ovan tak. Fordonsmängd och emissionsförhållandeg för 1985 enligt avsnitt 2.5.3.2. Halter i mg/m .

u CO m/s

0,5 59 1,0 40 2,0 24 5,0 12

Tabell 2.5:27 Bidraget från biltrafik till åtta- timmars medelvärden av kolmonoxid i gatuplanet (+ 3 m vid körbanekant) som funktion av vindhastig— heten (u) ovan tak. Fordonsmängd och emissionsför— hållanden för 1985 enligt avsnitt 2.5.3.2. Halter

i mg/m .

u CO m/s

0,5 44 1,0 30 2,0 18 5,0 8

Storleken av de beräknade halterna ligger utom vid låga vindhastigheter i nivå med de som upp— mätts i tätorter i Sverige. En sammanställning av dessa finns i avsnitt 2.4.1, tabell 2.4:6 och 2.4:7 Som nämnts för kväveoxider blir värdena från modell— beräkningarna för höga vid låga vindhastigheter. Med hänsyntagande till detta uppskattas de högsta entimmes och åttatimm rs medelvärdena i gatunivå till 50 resp. 35 mg/m . Bakgrundshalt n av koloxid i "ren" luft uppgår till 0,1—0,4 mg/m (US Department of Health, Education and Welfare, 1970) I den bak— grundsluft som kommer till d n aktuella gatan kan halten koloxid vara 2—4 mg/m beroende på bidrag från närliggande gator. Utsläppet av koloxid härrör till 99 Z från bilarna.

2.5.8 POLYAROMATER

Både emissionsmätningar och luftkvalitetmätningar har utförts, främst i Västtyskland, England och USA men även vissa mätningar i Sverige existerar. Tyvärr finns ingen standardiserad mätmetod och på grund därav ligger mätresultat på olika nivåer för olika laboratorier, vilket delvis kan förklaras

av olika provtagningsförfarande. Värdet av att uppskatta halterna i Sverige har dock bedömts ha så stor betydelse i sammanhanget att en beskrivning av läget framstår som väsentligt.

Mätningar av benzo(a)pyren i Västtyskland har ut— förts till största delen i Ruhrområdet där stora mängder kol förbränns. Samma förhållande gäller i England och USA. USA använder dessutom en bensin— kvalitet som skiljer sig från den europeiska. Aromat— halten är högre i den svenska bensinen än i den amerikanska. Dessa faktorer gör det svårt att över— föra mätvärden för att gälla svenska förhållanden. I Sverige finns äldre mätningar utförda i Stock— holm under juni och december månad (Lindstedt, 1968) I London har man bl a mätt polyaromater under 1960— talet och 1972-1973. Under denna period har kol— eldningen i London minskat avsevärt. Mätningar i Stockholm och London har fått ligga till grund för de halter som anges i tabell 2.5:28 (Lindstedt, 1968; Commins, 1976). Gegomsnittligt kan årsmedel— värdet antas vara 5 mg/m .

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

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

200 000— 25 000— staden staden

Tidsperiod Starkt tra— Innerstaden Innerstaden som medel— fikerade ga—hustaken hustaken värdet av— tor, gatu— ser nivån

årsmedel— 7 2,5 0,6 värde

max dygn 201) 51)

I) Högst uppmätta halt i Stockholm

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

Källa Starkt trafi— Innerstaden övrigt, kerade gator, hustaken gatunivån

Bilar 75 50 Oljeeldning 25 50

2.5.9 ÖVRIGA KOLVÄTEN

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

Tabell 2.5:30 Timmedelvärden av totalkolväten i gatuplanet (+ 3 m vid körbanekant) som fun tion av vindhastigheten ovan tak. Halter i mg/m , 1985 års trafik och emissionsförhållanden.

u Vind längs gatan C m/s

0,5 6 1,0 4 2,0 2 5,0 1,0

Bakgrundsnivån för metan (HC) är 0,9 mg/m3 (1,4 ppm) (US Department of Health, Education and Welfare, 1970). Beräkningen ger vid handen att bidraget till årsmedelvärdet av kolväten från fossileldning och bilar är 0,2 mg/m3.

2.6 BERÄKNING AV FÖRORENINGSBIDRAG TILL LUFT FRÅN FOSSILELDADE KRAFTVERK

För beräkning av bidraget från olika fossileldade kraftverk finns allmänt accepterade spridningsmo— deller. I detta fall har använts den av SMHI ut— vecklade spridningsmodellen, den s k skorstensmo— dellen (Högström, 1968, Bringfelt, 1968 och 1970L

De meteorologiska data, som fordras för beräk- ningarna, är dels vindriktningsstatistik dels sprid— ningsstatistik, d v 3 Statistik över samtidig före— komst av olika vindhastighets- och stabilitets— värden. Beräkningarna har gjorts med spridnings— statistik från Ågesta. Den grundar sig på mät- ningar i en 120 m hög mast. Statistiken för Ågesta omfattar 30 månader, mars 1960 till augusti 1962. Beräkningar har utförts för samtliga dessa månader.

I detta fall har en spridningsmodell för svaveldi— oxid vid Värtaverket i Stockholm utnyttjats (SMHI, 1971 och okt 1973). Denna spridningsmodell gäller för en skorsten av 145 m över mark. Spridningsmo— dellen har anpassats att gälla för kraftverk på 1 000 och 2 000 MWel med skorstenshöjder på 180 resp 250 m. SMHI har dessutom utfört kompletterande beräkningar så att resultaten har kunnat kontrolle— ras.

De föroreningar, som beräkningen har utförts för, är svaveldioxid, kväveoxider, koloxid, stoft, kol— väten, tungmetaller och benzo(a)pyren. Vid beräk— ningen förutsätts att stoft och tungmetallaeroso- ler med en partikeldiameter (5 F” uppför sig som gaser. Emissionsuppgifterna från avsnitt 2.3.1 har använts.

För denna spridningsmodell gäller att halten av föroreningen är direkt proportionell mot emissionen av ämnet i fråga. Detta gäller under förutsättning att värmeemission och rökgasvolym från skorsten ej förändras. Med kännedom om utsläppen av de olika föroreningarna kan dessa korreleras till svaveldioxidutsläppet och halterna bestämmas för resp utredningsalternativ.

Beräkningarna över bidragen från kraftverken redo— visas i tabellerna 2.6:1—2.6:4. vinterhalvårsmedel- värden, maximala månadsmedelvärden, samt maximala 99 procentiler för timmedelvärden redovisas. De maximala 99 procentiler som återges i tabellerna är de högsta halter som beräknats för en enstaka månad i 30-månadersperioden.

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

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

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

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

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

Tabell 2.6:1 Alternativ 1. verk, 1 000 MWel med elfilter och rökgasrening. Skorstenshöjd 180 m

Förorening

Svaveldioxid

Kväveoxider (NOX)

Kvävedioxid (NOZ)

Tidsperiod som medelvärdet av

ser nivån

vinterhalvår

max månad 99 procentiler för timmedelvärden under max månaden

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalv— året

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

vinterhalvår

max månad

99 procentiler för timmedelvärden under max månad

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalv— året

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalv— året

vinterhalvår

max månad

99 procentiler för timmedelvärden under max månaden

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

1,9 ,ug/m3

9,3

210

93

190

140

Här—*

f_n... 0000

48

35

Oljeeldat kondenskraft—

Maximala bidraget till förorenings—

"

||

||

||

"

||

||

II

||

||

"

||

||

Tabell 2.6:1

Förorening

Stoft (5 P

Koloxid

Kolväten

Arsenik

Kadmium

Kobolt

Krom

Koppar

Kvicksilver

Mangan

Molybden

Nickel

Bly

Vanadin

Zink

Benzo(a)pyren

forts

Tidsperiod som medelvärdet av— ser

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

vinterhalvår max månad

Maximala bidraget till förorenings— nivån

0,022—0,058 ,ug/m3 0,11—0,29 "

0,110 " 0,610 "

0,064 " 0,310 "

0,0005 ng/m3 0,0025 "

0,00013 " 0,00063 "

0,0037 " 0,018 "

0,0005 " 0,0025 ”

0,0021 " 0,011 "

0,00004 " 0,0002 "

0,0008 " 0,0039 "

0,0013 ” 0,0063 "

13 || 0,64 "

0,008 " 0,038 ”

0,44 " 2,1 "

0,0062 " 0,030 "

0,0009—0,009ng/m3 0,004—0,04 "

Tabell 2.6:2 Alternativ 2.

Oljeeldat kondenskraft—

verk pa 2 000 MWel utan rening för rökgaserna. Skor- stenshöjd 250 m

Förorening

Tidsperiod som medelvärdet av— ser nivån

Maximala bidraget till förorenings—

Svaveldioxid

Kväveoxider (NOX)

Kvävedioxid (NO

2

vinterhalvår max månad 99 procentiler för timmedelvärden under max månad

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

vinterhalvår

max månad 99 procentiler för timmmedelvärden under max månad

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

vinterhalvår max månad 99 procentiler för timmedelvärden under max månad

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

5,1 30

280

210

160

Uli—' uu (130

150

53

40

[UB/m3 ll VI

|| ||

||

|| ||

|| || ||

Tabell 2.6:2 forts

Maximala bidraget till förorenings—

Tidsperiod som medelvärdet av-

Förorening

ser nivån

Stoft 45 p vinterhalvår 0,025 ;ug/m3 max månad 0,13 "

Koloxid vinterhalvår 0,13 " max månad 0,77 "

Kolväten vinterhalvår 0,064 " max månad 0,38 "

Arsenik vinterhalvår 0,015 ng/m3 max månad 0,09 "

Kadmium vinterhalvår 0,0038 " max månad 0,023 "

Kobolt vinterhalvår 0,093 ' max månad 0,60 "

Krom vinterhalvår 0,013 u max månad 0,08

Koppar vinterhalvår 0,064 x max månad 0,38

Järn vinterhalvår 1,3 x max månad 8,0

Kvicksilver vinterhalvår 0,00055 : max månad 0,003

Mangan vinterhalvår 0,024 x max månad 0,14

Molybden vinterhalvår 0,038 : max månad 0,23

Nickel vinterhalvår 3,9 : max månad 23

Bly vinterhalvår 0,23 x max månad 1,4

Vanadin vinterhalvår 13 x max månad 75

Zink vinterhalvår 0,18 : max månad 1,1

Benzo(a)pyren vinterhalvår max månad

o,ooo9—o,oo9: 0,006 -o,05

Tabell 2.613 Alternativ 3.

verk på 1 000 MWel med rökgasrening för SO stoft. Låga metallhalter i kol. Skorstenshojd 180 m

Förorening

Svaveldioxid

Kväveoxider (NOX)

Kvävedioxid (N02)

Tidsperiod som medelvärdet av— ser nivån

vinterhalvår max månad 99 procentiler för timmedelvärden under max månad

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

vinterhalvår max månad 99 procentiler för timmedelvärden under max månad

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

vinterhalvår

max månad 99 procentiler för timmedelvärden under max månad

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

0,6— 3,6—

2,2

11

84—260

38—1

430

110

80

20

Koleldat kondenskraft—

och

Maximala bidraget till förorenings—

rig/m3 ||

||

||

||

||

||

||

||

||

Tabell 2.6:3 forts

Maximala bidraget till förorenings—

Tidsperiod som medelvärdet av—

Förorening

nivån

ser

Stoft (5 p vinterhalvår 0,14 pg/m3 max månad 0,69 "

Koloxid vinterhalvår 0,18 " max månad 0,92 "

Kolväten vinterhalvår 0,060 " max månad 0,30 "

Arsenik vinterhalvår 0,046 ng/m3 max månad 0,24 "

Kadmium vinterhalvår 0,0008 3 max månad 0,0040

Kobolt vinterhalvår 0,017 : max månad 0,086

Krom vinterhalvår 1,9 " max månad 10 "

Koppar vinterhalvår 0,48 u max månad 2,4

Kvicksilver vinterhalvår 0,098 : max månad 0,5

Mangan vinterhalvår 0,38 : max månad 1,9

Molybden vinterhalvår 0,012 å max månad 0,062

Nickel vinterhalvår 0.04 å max månad 0,22

Bly vinterhalvår 0,10 : max månad 0,52

Selen vinterhalvår 0,0025 å max månad 0,013

Vanadin vinterhalvår 0,053 x max månad 0,27

Zink vinterhalvår 0,19 : max månad 1,0

Benzo(a)pyren vinterhalvår max månad

0,0002—0,004 0,001 —0,02

Tabell 2.6:4

250 m

Förorening

Svaveldioxid

Kväveoxider (NOX)

Kvävedioxid (NOZ)

Alternativ 4. Koleldat kondenskraft— verk på 2 000 MWel med rökgasrening för SO2 stoft. Höga metallhalter i kol.

Tidsperiod som

ser nivån

vinterhalvår

max månad

99 procentiler för timmedelvärden under max månaden

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

vinterhalvår

max månad 99 procentiler för timmedelvärden under max månaden

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

vinterhalvår

max månad 99 procentiler för timmedelvärden under max månad

99,5 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

99,0 procentiler för timmedelvärden under vinterhalvåret

0,6— 2,2 )ug/m3

4,4—13

120—340

42—130

470

120

88

och

Skorstenshojd

Maximala bidraget medelvärdet av— till förorenings—

II

II

||

||

||

II

||

Tabell 2.6:4 forts

Förorening Tidsperiod som medelvärdet av- ser

Stoft 5 u vinterhalvår

. max manad

Koloxid vinterhalvår max månad

Kolväten vinterhalvår max månad

Arsenik vinterhalvår max månad

Kadmium vinterhalvår max månad

Kobolt vinterhalvår max månad

Krom vinterhalvår max månad

Koppar vinterhalvår max månad

Kvicksilver vinterhalvår max månad

Mangan vinterhalvår max månad

Molybden vinterhalvår max månad

Nickel vinterhalvår max månad

Bly vinterhalvår max månad

Selen vinterhalvår max månad

Vanadin vinterhalvår max månad

Zink vinterhalvår max månad

Benzo(a) pyren vinterhalvår max månad

Maximala bidraget till förorenings- nivån o,14 ,,g/m3

0,18 " 1,1 ||

||

||

||

||

||

||

||

||

||

||

||

||

||

13 79

0,0002—0,004 0,001 —0,02

Tabell 2.6:5 Exempel på svaveldioxidhaltens varia— tion under en vintermånad. Skorstenshöjd 250 m.

Avstånd från Månads— 99 procentiler för källan (m) medelvärde timmedelvärden 3 3 1 900 0.3 Ng/m 80 pg/m 2 600 2,1 80 2 900 2,9 100 4 000 5,4 180 5 000 6,6 210 6 000 7,4 230 7 000 7,5 230 8 000 6,6 220

2.7 LUFTFÖRORENINGSHALTER VID OLIKA UTREDNINGSALTERNATIV 2.7.1 BERÄKNINGAR

Som framgår av avsnitt 2.5.1 är avsikten att be— räkna förändringar av föroreningsnivån vid några olika alternativ av produktion/användning av ener— gi. Alternativ 1—4 innebär att fossileldade kraft— verk förläggs nära den mindre staden, alternativ 5 att ett oljeeldat kraftvärmeverk anläggs i den större staden och alternativ 6 att den större sta— den försörjs med värme från ett närliggande kärn— kraftvärmeverk.

Tabell 2.7:l visar utsläppen från modellstäderna, kraftverksalternativen och i Sverige som helhet och tabell 2.7:2 och 2.7:3 ger en sammanställning av luftföroreningshalterna i de båda modellstäder— na. En sammanställning av bidragen från olika käl— lor till de olika föroreningarna, (långtidsmedel— värden) har även gjorts för den större modellsta- den, se tabell 2.7:4.

När det gäller att få fram resulterande förore— ningshalter för alternativen 1—4, d v 5 de olika kraftverksalternativen lokaliserade nära den mind— re modellstaden, måste framhållas att detta endast har varit möjligt för långtidsmedelvärden. Resul— terande vinterhalvårsmedelvärden av svaveldioxid, kväveoxider, stoft och benzo(a)pyren har beräknats, se tabell 2.7:5. Underlaget för de kortaste tids— medelvärdena är mätningar och modellberäkningar, se avsnitt 2.5. Detta material räcker inte för att ge en uppfattning om sammanlagringen med bidraget från kraftverken. Man kan emellertid anta att de högsta halterna av svaveldioxid, kväveoxider etc p g a motorfordon och bostadsuppvärmning ej kommer att uppträda samtidigt som max halterna p g a kraftverken. I tabell 2.7:6 har sålunda bidragen som korttidsvärden från olika källor sammanställts.

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

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

För alternativ 6, kärnkraftvärmeverket, har halter— na beräknats med hjälp av tidigare uppgifter om de relativa bidragen från olika källor, se avsnitt 2.5. De råsulterande vinterhalvårsmedelvärdena ovan tak

) .

Qg/m I staden med 200 000 inv, uppvärmd av ett kärnkraftvärmeverk framgår av nedanstående. Förorening Innerstad

Halt Minskning 302 23 30 N02 43 10 Stoft 43—44 0,5—l Benzo(a)pyren 2,0 20 2.7.2 DISKUSSION

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

Osäkerheten i beräkningarna bör särskilt understry— kas. Enligt nya forskningsrön (Natusch, 1977) kan utsläppet av polyaromater vara 10 till 1 000 gånger för lågt beräknat, beroende på att hänsyn inte har tagits till polyaromaterna i gasfas i skorstenar— na. Kväveoxidemissionen är vald relativt högt jäm— fört med de allra senaste rönen.

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

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

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

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

ningsanläggningarna. Beräknade nivåer för 1985 är jämfört med svenska och flera utländska riktlin— jer tillfredsställande i fråga om svaveldioxid men höga för kväveoxider, svävande stoft och kol— oxid, särskilt på gatunivå.

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

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

Någon möjlighet att använda de stadsmodeller som finns för spridningsberäkningarna har inte funnits. En utveckling av fjärrvärmeförsörjningen från 14 Z idag till 40 Z 1985, som Svenska Värmeverksföre- ningen antagit skulle med i denna utredning redo— visat material som underlag peka på en sänkning av långtidsmedelvärdena för svaveldioxid i genom— snitt med 30 pg/m3, i enstaka städer med betydligt mer.

Detta måste bedömas som betydelsefullt eftersom många orter idag har vintermedelvärden på över 100 ;ug/m3 kalla vintrar och målsättningen ur ef— fektsynpunkt är att nå 60 rig/m3 (SNV l976:8).

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

reningarna från bilavgaserna på gatunivå och att halter som klart överskrider flera utländska rikt— linjer för luftkvalitet erhålles i större orter med redan tät trafik. Detta fall kan sägas åter— spegla situationen i större städers ytterområden där föroreningsnivån till följd av biltrafik kan förväntas öka under dygnets alla timmar. I inner— staden, då har hänsyn tagits till de reduktioner

av utsläppen som kommer att vidtagas fr o m 1976—års bilmodeller, blir situationen annorlunda. Trafikflödet kan där inte öka ytterligare under rusningstid men tiden med kötrafik kommer i stället att förlängas, vilket i sin tur betyder att antalet timmar med höga föroreningshalter förlängs.

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

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

Som väntat visar utredningen att oljeeldade kraft— verk ger mindre bidrag till föroreningshalterna i luften omkring anläggningen än ett koleldat—

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

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

Tabell 2.7:1 Sammanfattning av emissionsberäkningar (ton/år) Modellstäderna 1985

De olika kraftalternativen

25. OOO—staden 200—000—staden Alt 1 Alt 2 Svaveloxider 560 6 900

Kväveoxider 540 5 300 Arsgnik 0,002 0,02 Bly 2,4 14 Kadmium (0,0005 0,005 Krom 0,001 0,02 Kvicksilver 0,0001 0,0009 Nickel 0,33 4,5 Vanadin 1,1 15

1) för metaller gäller värdena 1972 2) blyhalter i bensin har antagits vara

10 000 56 000 21 000 42 000 0,004 0,17 0,06 2,5

(0,001 (0,04 0,004 0,14 0,0002 0,006 1,6 42 3,5 140

0,15 g/l år 1985

Alt 3

4 300— 13 000 47 000 0,38 0,83 0,006 16 0,58 0,36 0,44

Alt 4

8 500— 26 000 94 000 12

50

2,6 150 5,8

15 65

Sverige total 1975 1)

740 000 340 000 70

2 400 22

780

5

160 530

Tabell 2.7:2 Sammanställning av luftföroreningshalter 1985 i modellstaden med 200 000 inv i innerstaden, ;ug/m3

"ovan tak" gatunivå vid starkt trafikerade gator

Svaveldioxid vinterhalvårsmedelvärdel) 33 max 24 h2) 180 99 procentil (h)2) 190

Kväveoxider vinterhalvårsmedelvärde 433) max 24 h 2802) 10005) max h 10004) 40005) Kvävedioxid vinterhalvårsmedelvärdeö) 20 max 24 h7) 45 250 max h7) 250 1000

Svävande vinterhalvårsmedelvärde 452) 2008) stoft max 24 h 1302)

max 1/2 h 3502)

99 procentil (h) 7908)

KoloxidS) max 8 h 35x103 max h 50x103

Benzo(a)pyreng) årsmedelvärde 2,5x10'3 7x10'3 max 24 h 20x10_3

Tabell 2.7:2 (forts.)

l) baserat på 2—3 års mätningar i flera svenska städer 2) baserat på sämsta året under 5 års mätningar i Malmö

3) 4) 5) 6) 7) 8) 9)

proportionerat efter svaveldioxidutsläppen

baserat

på mätningar 1 Göteborg

beräknat efter den sk Stanfordmodellen kväveoxidhalten, räknat på volymsandelar

50. Z av 25 Z av baserat baserat

kväveoxidhalten på 2 års mätningar i Stockholm

på mätningar i Stockholm och London

Tabell 2.7:3 Sammanställning av luftföroreningshalter 1985

.____________________________________________________________________ Svaveldioxid

Kväveoxider Kvävedioxid

1 modellstaden med 25 000 inv, pg/m3

vinterhalvårsmedelvärdel) max 24 hz)

99 procentil (h)2)

vinterhalvårsmedelvärde max 24 h max h

vinterhalvårsmedelvärde6) max 24 h7) max h7)

"ovan tak"

29 150 150

453) 2803) 10004)

18 45 250

gatunivå vid starkt

trafikerade

10005; 40005

250 1000

gator

Tabell 2.7:3 (forts.)

Svävande stoft

Koloxid

Benzo(a)pyren

5)

vinterhalvårsmedelvärde 25

max 24 h max 1/2 h

"ovan tak"

2) 2)

85 2)

220

99 procentil (h)

max 8 h max h

9)

max 24 h

årsmedelvärde 0,6;le—3

5xlO

1) 2) 3) 4) 5) 6) 7) 8) 9)

baserat på 2—3 års mätningar baserat på sämsta året under 5 års mätningar i Malmö

proportionerat efter svaveldioxidutsläppen baserat på mätningar i Göteborg

beräknat efter den s k Stanfordsmodellen kväveoxidhalten, räknat på volymsandelar

50 Z av 25 Z av

baserat baserat

kväveoxidhalten

på två års mätningar 1 Stockholm

på mätningar

1

Stockholm och London

i flera svenska städer

gatunivå vid starkt trafikerade gator

2008) 7908) 35x10 50x10 7x10'

Tabell 2.7:4 Bidrag i Z från olika källor till luftföroreningshalterna (långtidsvärden) i modellstaden med 200 000 inv 1985

Bakgrund Bilar Lokaluppv Fjärrvärme

Svaveldioxid ovan tak och gatunivå 9 2 57 32

Kväveoxider ovan tak 10 60 15 15 gatunivå 3 83 3 11 Svävande stoft ovan tak 20 50 30 gatunivå 5 90 5

Bly emissions— 99 l 1 bidrag

Vanadin emissions— 1 21 78 bidrag

Koloxid gatunivå 99 l 1

Tabell 2.7:5 Resulterande vinterhalvårsmedelvärden ovan tak i 25 000 inv staden, kraftverksalternativ

1—4 fig/m3

Alternativ 1: oljeeldat 1 000 MWel rökgasrening

Förorening Innerstad Ytterområden Halt ÖkningZ Halt ökningZ SO2 31 7 13—18 20—30 NOX 49 9 34 13 Stoft 20—25 _30,O3 — — Benzo(a)pyren 0,6x10 0,8 - —

Alternativ 2: oljeeldad 2 000 MWel, ej rökgasrening

SO2 34 17 15—20 33—50 NOX 49 9 38 27 Stoft 20—25 0 06 — — Benzo(a)pyren 0,6x10—30,8 — —

Alternativ 3: koleldat 1 000 MWel, låga metall— halter, rökgasrening

SO2 31 7 11—16 7—10 NOX 53 18 38 27 Stoft 20—25 _30,7 — - Benzo(a)pyren 0,6x10 0,3 — —

Alternativ 4: koleldat 2 000 MWel, höga metall— halter, rökgasrening

502 31 7 11—16 7—10 NOX 53 18 38 27 Stoft 20—25 _30,7 — — Benzo(a)pyren 0,6x10 0,3

Tabell 2.7:6 Bidrag av luftföroreningar, korttidsvärden från motorfordon och uppvärmning (stadenå resp kraftverk lokaliserade till staden

(25 000 inv. 1985) Ng/m

Motorfordon Oljeeldat kraftverk

1) 1)

Koleldat kraftverk

uppvärmning 1 000 MWel 2 000 MWel 1 000 MWel 2 000 MWel etc (staden) rökgas—

Svaveldioxid,

99 procentil (h) 1502)

210 Kväveoxider,

99 procentil (h)

gatunivå 440

max h 4 0003)

Svävande stoft, 99 procentil (h) gatunivå 790 Svävande stoft,

99 procentil (h)

ovan tak 2) max 1/2 h 220

renin

ej rökgas— låga me— höga metall— rening tallhalter halter

5)

820 84-260 120—3405)

610 950 1 300

1) halterna beräknade för sämsta månaden under en tvåårsperiod

2) baserat på sämsta månad för en femårsperiod.

3) beräknat efter Stanfordmodellen

4) baserat på sämsta månad för tre års mätningar i Stockholm

5) variationen beror på svavelhalt i kolet,

1—_

Z.

SOU l977:68 Utsläpp, spridning och föroreningshalter 2.8 NEDFALL AV FÖRORENINGAR 2.8.1 BAKGRUNDSNEDFALL AV METALLER

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

Tabell 2.8:1 Tungmetallnedfall bakgrundsvärden g per ha och år

Smålandsstenar Ulricehamn

Fyresdal (8 Norge) (Haagen/Langeland) Forshult (VO—hamn)

(Röhling)

80 km V Skellefteå

Rönnskärsområdet (IVL)

Danska bakgrundsstat

Utanför Uppsala (A Andersson)

Danska bakgrugdsstat

(M F Hovmand)

Kanada N. Onäfrio

(J.R.Kramer)

1)

3)

England (P.A. Cawse) '

USA 132 statigper

(A.L. Lazrus) l tabell

2.8:3 använt

As

d

min .. U IXMx'T

.—

(10

O MNN

o Cr Cu

____________________________________________________________________________________________

Linderödsåsen (Tyler)

, 5 5

15 30 10 15 12 21 (100

18 86

nl40

14

120 19 138

36 196 10 20

Fe Hg

250

Or—l mm

84

180 2700 150

Mn Mo

100

(2,4

98

100 250 100

Ni 20 10 11 24

36 92 91 15

Pb V 450

240 370 760 41 40 140 400 400 25— 30 70

84 250 50

300 200

Zn

600 250 310 300 360

380— 840

146 660 810 890 300

Metod

Sphagnum

Snöprofiler

Sno Snö

Nedfalls—

trattar ||

Nedfallstratt våta upplösta delen

Nedfallstrattar

" ||

Tabell 2.8:1 (forts.)

1) Statens Planteavls Laboratorium (Statens Jord— brugs— og Veterinaervidenskablige Forskningsråd, 1976) 2) (från Hovmand, 1976) 3) (från Cawse et al, 1974)

Tabell 2.8:2 Metallhalter i nederbörd, bakgrunds— stationer pg/l enligt SNV PM 428; Peirson et al, 1972

Sverige England As 0,3-0,5 1,6 Cd 0,15—0,3 (17,7 Cr 0,1-0,4 2,9 Cu 3—8,5 23 Hg 0,2 (0,2 Mn 6—17 8,1 Ni 3 (6 Pb 90 39 Se 0,1 0,34 Sn 10 Zn 15—84 85

Tabell 2.8:3 Beräknat tungmetallnedfall i Vänern, Vättern och Östersjön ton/år

Vänern Vättern Östersjön Egentl. (tot) Östersjön

As 2,8 (1 180 100 Cd 2,8 (1 180 100 Co 1,7 0,6 110 60 Cr 5,6 1,9 370 200 Cu 11 3,8 730 400 Fe 84 29 5 400 3 000 Mn 56 19 3 700 2 000 Ni 8,4 2,9 550 300 Pb 110 38 7 300 4 000 Zn 170 57 11 000 6 000

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

Pb : 4 gj cc

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

med . resp A

2.8.2 PARTIKEL*OCH METALLNEDFALL KRING KRAFTVERK — MED UTGÅNGSPUNKT FRÅN EN SPRIDNINGSMODELL

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

2.8.2.l Inledning

Vid studier av miljöpåverkan från koleldade kraft— verk utgör depositionen av partiklar emitterade via rökgaserna ett problem. Behov av kartläggning av denna deposition på såväl lokal som regional skala (upp till minst 1 000 km) föreligger. Av— sikten med denna rapport är dock endast att i kort— het diskutera några av de frågor som är av väsent— lig betydelse för bestämning av partikeldeposi— tionens storlek, samt göra vissa grova uppskatt— ningar av depositionens fördelning under vissa speciella antaganden.

Det bör emellertid redan här betonas att forsk— ningen inom det område som berör atmosfäriska aerosoler och deras deposition på mark och vege— tation är relativt ny. En rad grundläggande frågor är ännu i stor utsträckning obesvarade. Flertalet av de depositionsmätningar som gjorts avser dess— utom 1aboratorieförhållanden (vindtunnelexperiment). Endast i något enstaka specialfall finns resultat från fältmätningar.

2.8.2.2 Förutsättningar

Beräkningarna av partikelspridningen och deposi— tionen har utförts med de i tabellerna 2.8:5 och 2.8:6 angivna data för kraftverk och partikel— emissionen. Dessa data har hämtats från avsnitt 2.3.

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

Partikelemission 384 kg h—1 Rökgasernas värmeemission 4400MW Rökgastemp 150 C Skorstenshöjd 250 m . _1 Utnyttjningstid 6 000 b ar

Hela emissionen förutsättes ske genom en skorsten.

Tabell 2.8:6 Den vid beräkningarna antagna stor— leksfördelningen för de emitterade partiklarna. Tabellen anger den procentuella massan av partik— lar mindre än en viss storlek

Aerodynamisk diameter Kumulativ frekvens (Z) (Bm) avseende partikelmassa

1 0,01 2 17 3 43 4 62 5 69 10 100 2.8.2.3 Diskussion av Eartikeldeposition

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

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

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

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

4) Rain—out beroende på: a) konsumtion av konden- sationskärnor vid bildandet av molndroppar b) diffusion av Aitken partiklar till moln— dropparna.

5) Wash—out beroende på att fallande nederbörd fangar upp aerosolpartiklar.

Processerna 4 och 5 utgör den s k våtdepositionen medan processerna 1—3 ofta brukar gå under beteck- ningen "torrdeposition". Vid beräkningar av torr- depositionen brukar man ofta arbeta med begreppet depositionshastighet, vd, som kan definieras som kvoten mellan det torra flödet av partiklar till underlaget, F, (massa per tids- och ytenhet) och luftkoncentrationen, 1:(massa per volymsenhet). I stillastående luft är depositionshastigheten för stora partiklar lika med sedimentationshastig— heten, men mera generellt är vd beroende av samt— liga processer 1—3.

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

(Ud

(relativ skala)

sedimentation

./

total torrdeposition

i

0.1 1.0 10 Portikeldiameter ( Aim)

mole lör diffu510n

impdktion

Figur 2.8:7 Schematisk beskrivning av depositions— hastighetens relativa variation beroende på olika sänkprocesser.

Fältmätningar av värdet v vid olika terrängtyper, vegetationsförhållanden efc saknas emellertid. Det medför att de försök till beräkningar av partikel— depositionen, som har gjorts i denna undersökning, endast har kunnat baseras på laboratoriemätningar. De undersökningar som främst utnyttjats för be— stämning av depositionshastigheten är Chamberlains och Cloughs. I dessa undersökningar har partikel— depositionen till några olika underlag (gräs, mossa, "korgar" av mossa) studerats vid vindtunnelexperi- ment. Vid mätningarna av depositionen till korgar av mossa var dessa placerade på 10 cm höjd i vind— tunneln. Vindhastigheten, u, mättes på flera höjder och i varje experiment bestämdes friktionshastig— heten, uX, och skrovlighetsparametern, 20, från ut— trycket

u " u = Eöln z/zo dar k = von Karmans konstant. Man

erhöll zO—värdet 0,37 cm för plan mossa och 1,0 cm för gräs.

Några resultat avseende partikeldepositionen från Chamberlain och Clough framgår av figur 2.828. Där anges de uppmätta depositionshastigheterna för tre olika underlag, som funktion av partiklarnas stor— lek. Det framgår att depositionshastigheten har ett minimum vid en partikelstorlek på ca 0,5 pm och att kurvornas utseende i princip överensstämmer med den angivits i figur 2.8:7. Depositionshastighetens absolutvärde varierar dock avsevärt beroende på underlagets beskaffenhet och de meteorologiska för— hållandena.

iooo IOO % IOO & ,, _. IO o' .. 0 100 '- , Moss boqs * ? Tn & . & 0 i-O *” - 10* >"” Moss ?ray chss m 10'2 'o' ' to! 10' 10 10 loa

Dio. o' puman. um

Figur 2.8:8 Effekten av partikelstorlek på depositionen till ggäs, mossa och korgar av

mossa. u = 37 om s . Efter Chamberlain och x

Clough.

2.8.2.4 Beräkningsresultat

Lokal spridning

Beräkningarna av partikelkoncentrationen i närom— rådet omkring kraftverket har utförts med hjälp av SMHI:s befintliga skorstensmodell. En beskriv— ning av beräkningsmetodiken och en diskussion av de 5 k risknivåerna framgår av tidigare gjorda spridningsutredningar vid SMHI (Bringfelt och Persson, 1975) . I detta fall har risknivån 50 Z valts d v s beräkningarna har utförts för det mest sannolika plymlyftet. Spridningsstatistik har häm— tats från Ågesta. Beräkningarna har utförts för en helt symmetrisk vindros (12,5 Z i varje 450—sektor)

Några sänkmekanismer finns emellertid inte inklu— derade i denna spridningsmodell, varför deposi— tionsberäkningarna inte har kunnat utföras på ett helt tillfredsställande sätt. De presenterade re— sultaten får därför endast tas som en första grov uppskattning.

Vid beräkningarna av den torra depositionen har begreppet depositionshastighet utnyttjats. De i tabell 2.8:9 angivna värdena, vilka i stor utsträck— ning bygger på de i figur 2.8:8 presenterade resul- taten, har använts.

Tabell 2.8:2 Tabellen anger de vid beräkningarna utnyttjade värdena på depositionshastigheten, vd.

Aerodynamisk partikeldiameter vd(cm s_l) __(aL______I___L 1 0,08 0,3 1—2 2—3 0.3 1,0 3—4 0,6 2,0 4—5 0.8 2.5 5—10 1,4 2,5

Fall l avser värden på v för ett plant underlag av gräs och mossa. Det är emellertid troligt att depo— sitionshastigheten är större för andra typer av underlag, bl a skogsterräng. Därför har beräkningar även gjorts för de i fall II angivna högre värdena, vilka får ses som en subjektiv bedömning av tänk— bara depositionshastigheter över kuperad terräng och skog. Större värden på v och därmed större torrdeposition kan emellertiö tänkas. Den i figur 2.8:8 angivna kurvan för "korgar av mossa" avser dock en mycket speciell situation. Dessa vd—värden torde inte direkt kunna tillämpas för depositions— beräkningar med den numeriska modell som här ut-

nyttjats.

Våtdepositionen har beräknats för ett värde på urtvättningskoefficienten (beroende på urtvätt— ningseffektiviteten och frekvensen gph längden av nederbördstillfällena) på l/50 h , vilket innebär att föroreningarna antas bli urtvättade relativt snabbt (efter 1/2-1 h) när nederbörd faller (Högström, 1973; Rodhe och Grandell,l972)

I figur 2.8:10 presenteras de beräknade våt— och torrdepositionsvärdena som funktion av avståndet från kraftverket. Med de gjorda antaganden fås alltså en våtdeposition som i flertalet fall är större än torrdeposigåongp. Våtdepositionen beräk— nas till ca 100 mg m år på 5 km och avtar med ökande avstånd. Orsaken till torrdepositionens relativt låga värde nära källan är kraftverkets mycket höga skorstenshöjd ochzsgpra plymlyft (h = 250 m, A—värdet 1 500 m 5 ). I figur 2.8:11 ha? torrdepositionens relativa variation mellan sommar och vinter illustrerats.

Deposition mgn'i2 år"1

100 våtdepOSition

(km)

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

Torrdeposition (relativ skola)

100

80 60

40

20

0 20 40 ' * 60 80 Avstånd ( km )

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

Spridning på regional skala

En mycket översiktlig bedömning av spridningen på större skala av de från kraftverket emitterade par— tiklarna kan göras med hjälp av beräkningar pre— senterade av Bolin, Asplin och Persson 1974. I den rapporten redovisas bl a beräkningar av sänkmeka— nismernas (våt och torr deposition) betydelse för föroreningarnas uppehållstid (residenstid) i atmos— fären. Dessa beräkningar gjordes under antaganden om stationära förhållanden i tiden (vilket är rele— vant i detta sammanhang) för olika skorstenshöjder, vindhastigheter och skrovlighetsparametrar. Beräk— ningarna inkluderar såväl våt— som torrdeposition och bygger på ekvationen

_i- (D %) + Källa (z) — Sänka (2) = 0 )z där q = koncentration z = höjdkoordinat D=kuxz ZOSZSH=100m D=kuxH z(1'1=100m med gränsvillkoren vdq = kuxz aq z = zo a—z q=01 z+m

I figur 2.8:12 återges de därvid beräknade uppe— hållstiderna för föroreningar i atmosfären be— roende på vindhastighet, u, depositionshastighet, v , och skrovlighetsparameter, zo. Urtväitnings— koefficienten har antagits vara 1/86 h . De pre— senterade resultaten avser en effektiv skorstens— höjd på 300 m, vilket relativt väl överensstämmer med förhållandena för det aktuella kraftverke_t_1 Diagrammet avseende vindhastigheten u = 4 m 5 kan sägas representera medelförhållanden. Ett ty— piskt värde för skrovlighetsparametern för mellan— svensk terräng är 0,5 m. För dessa värden på u och Z() och med de i tabell 2.8:9 angivna depositions— hastigheterna erhålles uppehållstider på 40-70 timmar.

Den i figgf 2.8:12 antagna urtvättningskoefficienten på 1/86 h är dock möjligen gågot för liten. An— vänds i stället värdet 1/50 h (Bolin och Persson, 1975) erhålles uppehållstider på 30—45 timmar. Under antagande om en mgdeltransporthastighet i blandnings— skiktet på 6 m 5 innebär dessa uppehållstider att 85—90 Z av föroreningarna fortfarande finns kvar i atmosfären efter 4,6 timmar d v s på 100 km avstånd från källan. Motsvarande värden på 1 000 km avstånd är 21—35Z under_förutsättning att transporthastig- heten är 6 m 3 .

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

Avslutningsvis måste osäkerheterna beträffande urtvättningskoefficienten och depositionshastig— heterna återigen betonas. Även spridningsberäk— ningarna medför betydande osäkerheter, främst

p g a att sänkmekanismerna inte är inkluderade

i den utnyttjade spridningsmodellen. Slutsatser, som baseras på resultat presenterade i denna rapport, bör därför dras med viss försiktighet.

h=300rn

Figur 2.8:12 Uppehållstiden för föroreningar i atmosfären som funktion av depositionshastigheten (vd), skrovlighetsparametern (20) och vindhastig— heten på 2 m höjd (u). Skorstenshöjden är 300 m. Urtvättningskoefficienten är 1/86 h_l. (Bolin, Aspling och Persson, 1974)

För att på ett säkrare sätt kartlägga partikelde— positionen runt ett kraftverk fordras såväl fält— mätningar av den torra och våta depositionens effektivitet under olika förhållanden som utveck— landet av en spridningsmodell där sänkmekanismer— na på ett realistiskt sätt inkluderas i beräk— ningarna.

AV SMHI erhållna data har använts för att beräkna metalldepositionen för de i avsnitt 2.3 redovisa— de exemplen på koleldade kraftverk. se tabell 2.8:13. De två värden som angivits i tabellen för varje metall, avstånd och kraftverk beror på de antagna värdena för depositionshastigheten.

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

I avsnitt 3.3 nedan har beräkningar av nedfallet kring kraftverken gjorts med utgångspunkt från uppmätning av vanadin i bladmossa omkring kraft— verket i Karlshamn (max 1 600 MWel, 140 m skors— ten).

En jämförelse av beräkningarna visar på stora skillnader. Utgångspunkten med mätningarna av nedfallet omkring Karlshamnsverket ger procen— tuellt betydligt större värden i närheten av käl— lan än de teoretiska beräkningarna. Osäkerheten i spridningsmodellen för deposition av partiklar har ovan framhållits. Även mossmätningar är be— häftade med stora fel. Därtill kommer att utgångs— punkten för beräkningarna i "mossfallet" varit vanadin från ett oljeeldat kraftverk. Partikel— storleksfördelningen hos vanadin stämmer säkert inte överens med den för olika metaller i ett koleldat kraftverk och därmed får man stora fel vid beräkningarna. Kunskaperna om deposition av metaller omkring punktkällor är mycket ofullstän— diga och ovanstående överslagsberäkningar är vad som kunnat göras inom den tid som stått till för— fogande. Någon möjlighet att uttala sig om be— räkningarna utgör ett max resp min alternativ finns inte men de bör kunna gränsa in storleks— ordningen. Vid bedömning av effekterna i miljön av de framräknade metallnedfallen måste hänsyn tas till osäkerheterna i grundmaterialet, som gäller både utsläppssiffrorna och depositions— beräkningarna.

Tabell 2.8:13 Nedfall av tungmetaller från koleldade kraftverk

(emissioner etc enligt avsnitt 2.3), mg/ha

2 000 MWel,

0—10 km

360—460 6,1—7,7 130—170

15000—19000

4000—5100 3000—3800 95—120 340-440 790-1000 21—27 1500—1900

låga metallhalter i kol

0—30 km

180-240 2,9-4,1 64—89 7400—10200 1800-2600 1500-2000 46—64 170—230 380—530 10—14 740—1020

0—100 km

24—36 0,4l—O,6l 8,9 -13 1020—1500 260-380 200—300 6,4—9,6 23—34 53—79 1,4-2,1 102—150

0—1 000 km

1,6—1,9

0,027—0,o32

0,58—O,70 66-81 17—20 13—16 0,41—0,50 1,5—1,8 3,4—4,2 0,091—0,11 6,6—8,l

Tabell 2.8:13

2 000 MWel,

0—10 km

5500—7000 1200-1600 5500—7000 70000—90000 9600—12000 11000—14000 290—360 7000—8800 24000—30000 3600—4500 31000—39000 110000—130000

höga metallhalter 1

(forts.)

0—30 km

2600—3600 590-820 2600—3600 3400—4700 4500—6300 5400—7400 140—190 3300—4600 11000—16000 1700—2400 15000—21000 50000—69000

kol

0—100 km

370—550 83—120 370—550 4700—7100 640—960 750—1100 19—29 470-700 1600—2400 240—360 2100—3100 7000—11000

0—1 000 km

24—29 5,4-6,5 24—29 310—370 41—50 49-59 1,2-1,5 30-37 100—130 15—19 140—160 460—550

2.8.4 NEDFALL AV KVICKSILVER

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

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

Det bågvis integrerade utfallet antas avta expon— tiellt med avståndet från källan. Detta är helt riktigt om utfallet lokalt är proportionellt mot den vertikalt integrerade koncentrationen av kvick— silver och om proportionalitetsfaktorn är en kon— stant. Av kontinuitetssk"l följer då att våtned- fallet d(x,V) (gram Hg/m .år) i en punkt på av— ståndet x och i riktningen Y erhålles:

d(x,r) = Q . f g (Y) exp [_x/Å] (1) 2#xÅ

med följande beteckningar: 6 Q = källstyrkan (6x10 gram Hg/år) f = andel av all tid då nederbörd förekommer g(V) = relativ vindriktningsfrekvens vid nederbörd

(Zona./= 1)

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

Det i förutsättningarna givna begreppet "fullstän- dig uttvättning" har för praktiskt bruk översatts med "95 Z uttvättning". 95 Z uttvättning erhålles för x = 3Å . Det innebär att vi genomför beräk— ningarna för Å = 3 km, 30 km och 300 km.

Storheten f (d v 5 den relativa nederbördstiden) är ca 0,13 för såväl öst- som västkusten.

I resultattabellen (se nedan) anges storheten d/g (V) för 10 avstånd för de tre Å-värdena. Deposi— tionen, d, erhålles då genom att man multiplicerar tabellvärdena med g (V) som ges här för två sta— tioner.

Vind från 350 800 1250 1700 2150 2600 3050 3500 350

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

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

. x A= 3 km Å= 30 km Å= 300 km 0,5 7,0x10:å 8,1x10Zå 8,3x1022 1 2,9x10_2 4,0x10_3 4,1x10_4 2 1,1x10_3 2,0x10_Å 2,0x10_5 5 1,6x10_4 7,0x10_4 8,1x10_5 10 1,5x10_6 2,9x10_4 4,0x10_5 20 2,6x1o_11 1,1x10_5 2,0x10_6 50 4,8x10 1,6x10_6 7,0x10_6 100 1,5x10_8 2,9x10_6 200 2,6x10 1,1x10_7 400 2,7x10

Exempel på tillämpning av tabellen:

Hur stort nedfall erhålles vid östkustlokalisering för en punkt belägen 1 km syd källan om Å=3 km? — Gå först in i övre tabellen ovan, raden för Bromma och ta ut g (W)*värdet för nordlig vind, d v 8 vind mellan 3500 och 350: g(V) = 1,36. Gå sedan in i stora tabellen ovan: för x = 1 km och A= 3 km er ålles d/g (y) = 2,9x10_2, d v 5 d = 3,9x10_ gram/m2.år.

2.8.5 NEDFALL AV BLY P G A UTSLÄPP FRÅN MOTORFORDON

Se avsnitt 3.3

2.8.6 NEDFALL AV SVAVELFÖRENINGAR

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

2.8.6.l Beräkningsförutsättningar

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

Utgångspunkten för beräkningen är i huvudsak två alternativ för elproduktion i Sverige. Ett läge med 13 kärnkraftverk i drift (alt A i avsnitt 2.2) och ett läge då kärnkraften ersätts med fossilel— dade kondenskraftverk samtidigt som man ökar an— vändningen av kraftvärmeverk i Sverige (alt B i avsnitt 2.2). De fossileldade kraftverken har för— utsatts lokaliserade på två olika sätt inom Sveri— ge. Det ena fallet förutsätter en anläggningsstor— lek på 1 000 MWel och en relativt likformig loka— lisering runt Sveriges kuster. Det andra alterna- tivet innebär i huvudsak en koncentrering av kraft- verken till ostkusten samt att anläggningsstorle— kar på 2 000 MWel införes. De olika kraftverkslä- gena framgår av figurerna 2.2:2 och 2.2:3, av— snitt 2.2.

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

Scenario l (figur 2.8:15)

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

Utländska källor Emissionen av svaveldi—

oxid minskar med 25 Z jämfört med 1972

Scenario 2 (figur 2.8:16)

Kärnkraft Kraftvärme + mottryck Kondenskraft Lokalisering av tillkommande kondens— kraftverk

Utländska källor

Scenario 3 (figur 2.8:17)

Kärnkraft Kraftvärme + mottryck Kondenskraft Lokalisering av tillkommande kondens— kraftverk

Utländska källor

Scenario 4 (figur 2.8:18)

Kärnkraft Kraftvärme + mottryck Kondenskraft Lokalisering av tillkommande kondens- kraftverk

Utländska källor

Scenario 5 (figur 2.8:19)

Kärnkraft Kraftvärme + mottryck Kondenskraft Lokalisering av tillkommande kondens— kraftverk

Utländska källor

samma som scenario l

oförändrade förhållanden jämfört med 1972

samma som scenario l

Emissionen av svaveldi— oxid i Europa ökar med 25 Z jämfört med 1972

0 TWhel 41 TWhel 43 TWhel Tre enheter placeras på tre enheter på 1 000 MWel placeras på västkusten (se figur 2.2:2)

på 1 000 MWel ostkusten,

Emissionen av svaveldi— oxid i Europa minskar med 25 Z jämfört med 1972

som scenario 4

oförändrade förhållan— den jämfört med 1972

Scenario 6 (figur 2.8:20)

Kärnkraft Kraftvärme + mottryck Kondenskraft Lokalisering av tillkommande kondens— kraftverk

Utländska källor

Scenario 7 (figur 2.8:21)

Kärnkraft Kraftvärme + mottryck Kondenskraft Lokalisering av tillkommande kondens— kraftverk

Scenario 8 (figur 2.8:22)

Kärnkraft Kraftvärme + mottryck Kondenskraft Lokalisering av tillkommande kondens— kraftverk

Utländska källor

Scenario 9 (figur 2.8:23)

Kärnkraft Kraftvärme + mottryck Kondenskraft Lokalisering av tillkommande kondens— kraftverk

Utländska källor

som scenario 4

Emissionen av svaveldi— oxid i Europa ökar med 25 Z jämfört med 1972

0 TWhel 41 TWhel 43 TWhel Fyra enheter på 2xl 000 MWel och 2x2 000 MWel placeras på ostkusten, resterande enhet på 1 000 MWel på västkusten (se figur 2.2:3)

som scenario 7

Oförändrade förhållanden jämfört med 1972

som scenario 7

Emissionen av svaveldi— oxid i Europa ökar med 25 Z jämfört med 1972

2.8.6.2 Kortfattad redogörelse för beräk— ningsmetodiken

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

a. Mätning av medelvärden av det våta svavelned— fallet samt av svaveldioxidkoncentrationen i luft på 12 stationer som är så belägna att de ej nämn— värt influeras av lokala källor. Stationerna ingår i det så kallade IMI-nätet (International Meteo— rological Institute) och mätningarna avser medel— Avärden för 1971 och 1972.

b. Detaljerad kartläggning av svavelkällorna i Sverige. Dels har använts en karta över svavel— dioxidemissionerna fördelat i kvadrater av stor— leken lOOxlOO km (se figurerna 2.3:16-2.3:18) dels en karta över alla svenska tätorter med mer än ca 10 000 invånare, dels en karta över alla punktut— släpp med större effektiv skorstenshöjd än 100 m.

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

1. De svenska respektive de utländska källornas bidrag till den observerade svaveldioxidkoncent— rationen.

2. De svenska källornas bidrag till det observera— de Våtutfallet.

3. Den karakteristiska medelskalan för det våta utfallet, d v 5 det avstånd från utsläppskällan där 2/3 av det emitterade svavlets deponeras.

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

Analysen under 1 gjorde det möjligt att rita en karta över det utländska svaveldioxidbidraget i Sverige för utgångsläget (d v s 1971/72), analy— sen under 2 motsvarande för Våtutfallet. Det svens— ka bidraget till såväl svaveldioxidkoncentrationen som till Våtutfallet kunde därefter kartläggas i detalj genom beräkning av de kända svenska

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

För beräkning av torrdepositionen har använts de beräknade koncentrationerna samt en enhetlig depositionshastighet av

vd=8x10"3 m/s.

2.8.6.3 Resultatdiskussion

Scenario 1: Detta alternativ medför att svavelde— positionen minskar kraftigt i hela Sverige. I allmänhet minskar svaveldepositionen med 30—40 % likformigt över hela Sverige,

Scenario 2: Detta alternativ medför att svavelde— positionen minskar i hela landet med ca 10 %. Den största minskningen får man i inlandet samt i Norrland.

Scenario 3: Detta alternativ medför ingen ökning av svavelnedfallet i Norrland och norra Svealand. Däremot ökar svavelnedfallet för övriga delar av Sverige med ca 10 Z. Den största ökningen får man längs västkusten med ca 20 2.

Scenario 4: Jämfört med nuvarande förhållanden far man en minskning av svaveldepositionen med ca 20 % på västkusten, inre delarna av Götaland och Svealand samt Norrland. Längs syd— och ostkusten får man i stort oförändrade förhållanden eller en liten minskning med några procent.

Scenario 5: Svaveldepositionen ökar i genomsnitt med ca 5—10 2 jämfört med 1972. Den största pro— centuella ökningen erhålles på ostkusten. En viss förbättring eller oförändrade förhållanden får man i inre Götaland och Svealand. I Norrland mins— kar nedfallet med ca 10 %.

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

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

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

Scenario 9: En kraftig ökning av svaveldepositio— nen fas i hela Sverige. De största procentuella ökningarna drabbar Småland och Blekinge där man får en ökning upp till 50 Z. Längs västkusten ökar svaveldepositionen med 20 Z. Svealand och Norrland drabbas minst men även här ökar depo— sitionen med ca 10 Z.

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

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

En jämförelse mellan Scenarios 4—6 eller 7—9 vi- sar betydelsen av de fossileldade kraftverkens lokalisering. Lokalt, 0—100 m från kraftverken, erhålles på ostkusten en större deposition men i övrigt är förhållandena i stort lika. Orsaken till att ingen särskild ökning erhålles på västkustom— rådet, även med kraftverk lokaliserade där, är den större sammanlagda svaveldepositionen samt de sär— skilda förhållanden som tycks råda i fråga om våt— utfallet.

Resultatet redovisas i kartform i figurerna 2.8:14— —2.8:23. De angivna värdena avser sk "excess— sulphur" d v 5 det svavel som härrör från havsvat— ten (sea—spray) är fråndraget depositionsvärdena.

2 . 8 . 6 . 4 Synpunkter på använd beräkningsmetodik

De redovisade resultaten i fråga om svavelutfallet bygger huvudsakligen på de undersökningar som ut— förts vid meteorologiska institutionen i Uppsala under ledning av docent Ulf Högström. Undersök— ningarna är av två slag: lokala depositionsstu— dier (runt Uppsala och runt Karlshamns kraftverk) samt en undersökning som bygger på fleråriga mät— data från 12 IMI—stationerx och 4 stationer från OECD:s Long Range Transport Project. Dessa under— sökningar som utnyttjar fullständigt olika metodik ger inbördes helt överensstämmande resultat. Den sistnämnda undersökningen ger dessutom för väst— kustområdet ett resultat som helt stämmer med vad Lennart Granat (Meteorologiska institutionen vid Stockholms universitet) erhöll vid sin lokalstudie runt Stenungsund.

Vid ett nyligen hållet seminarium för diskussion av frågan om svavlets karakteristiska utfallsskala, d v 5 det avstånd inom vilket den utsläppta svavel— mängden deponeras, framförde emellertid Granat kritik mot dessa resultat. Hans huvudsakliga in— vändning gäller den korta utfallsskala (SO—100 km) som Högström erhåller för huvuddelen av landet. För att skalan skall kunna vara så kort fordras en mekanism som möjliggör en mycket snabb oxidation av svaveldioxid till sulfat. Förutsättningen för att en så snabb process skall komma till stånd är att ammoniak i tillräcklig mängd finns i luften. Mätningar av ammoniakhalten i atmosfären har uppen— barligen ännu ej utförts. Däremot finns omfattande mätningar av ammoniakprodukten ammonium i neder— börd (t ex i det ovannämnda OECD—projektet). De ammoniummängder som erhållits är så stora att mot— svarande ammoniakhalter måste vara av storleks— ordningen l—lO pg/m3. Överslagsberäkning av dif— fussionshastigheten i en skorstensplym visar, en— ligt Högström, att dessa ammoniakmängder i luft— massan är tillräckliga för att ge det i Karlshamn observerade ammoniumnedfallet som är direkt kopp- lat till svavelutfallet från den lokala källan. Dessa överslagsberäkningar samt laboratoriemät— ningar utförda av Brosset gör det troligt att den geografiska variationen i svavelutfallets skala är nära kopplad till ammoniakhalten i den för— härskande luftmassan. Denna hypotes har även stöd i de trajektorieberäkningar som gjorts i anslut— ning till de enskilda depositionsförsöken i Stenungsund och Karlshamn: utfallsskalan är stor i de fall då luften under de närmast föregående dygnen huvudsakligen uppehållit sig över hav och väsentligt kortare i de fall då den istället främst passerat över land.

Figur 2.8:14 Svaveldeposition 1971/72

(gram svavel/mz, år)

1,57

Figur 2.8:15 Svaveldeposition 1985, Scenario 1

(gram svavel/mZ, år)

2,1, /,7

Figur 2.8:16 Svaveldeposition 1985, Scenario 2

lgram svavel/mz, år)

Figur 2.8:17 Svaveldeposition 1985, Scenario 3 (gram svavel/mz, år)

Figur 2.8:18 Svaveldeposition 1985, Scenario 4

(gram svavel/mz, år)

Fi ur 2.8:19 Svaveldeposition 1985, Scenario 5 Zgram svavel/mz, år)

l.] l,!

Figur 2.8:20 Svaveldeposition 1985, Scenario 6 (gram svavel/mz, år)

Figur 2.8:21 Svaveldeposition 1985, Scenario 7 (gram svavel/mz, år)

Figur 2.8:22 Svaveldeposition 1985, Scenario 8 (gram svavel/mz, år)

Figur 2.8:23 Svaveldeposition 1985, Scenario 9

(gram svavel/mz, år)

2.9 DOSBERÄKNINGAR

2.9.1 DOSER VIA ANDNINGSORGANEN

2.9.l.l Dosbidrag från uppvärmningsanlägg— ningar och motorfordon i modellstä- derna

Beräkning av individdosen, som erhålles per år, förorsakad av utsläpp från redan befintliga upp— värmningsanläggningar, bilar och bakgrund, har gjorts med utgångspunkt från de framräknade hal— terna för de olika föroreningarna i avsnitt 2.5. Hänsyn har tagits till hur länge olika personer bor, arbetar och vistas i trafikmiljö i modellstä- derna. Vid beräkning av doserna har antagits att halten föroreningar från fordonstrafiken (koloxid, benzo(a)pyren och bly) inne i fordonen är dubbelt sa höga som ute på gatan och att halten av koloxid inne i bostäderna i innerstaden är hälften av föro— reningshalten på gatan. I övriga fall och för and— ra föroreningar har använts de halter som finns "ovan tak" eftersom intaget för ventilationsluften i allmänhet är placerat på taket av byggnaderna. Vidare har antagits att ett år består av 200 ar— betsdagar och att man vistas del av 200 dagar per år i trafikmiljö. Individdoserna framgår av ta- bell 2.9:1 och innefattar bidraget till bakgrunds— halter och bidraget från uppvärmningsanläggningar och motorfordon. De angivna värdena avser ett genomsnitt för invånarna i de två modellstäderna. Doserna av koloxid och bly härrör till största delen (mer än 95 Z) från utsläpp av biltrafiken i modellstäderna. För benzo(a)pyren är dosbidraget från bilarna och oljeeldningen ungefär lika stora.

Följande tider har antagits för individerna vid beräkningarna:

Motorfordon arbete boende trafik— 2x105 inv 2,5x104 inv miljö

1 h 0,5 h 8 h 14—14,5 h 1 h 2.9.l.2 Dosbidrag från fossileldat kraftverk

Härvid har förutsatts att kraftverket ej lokalise— ras intill 200 000 invånarstaden utan endast in-

till staden med 25 000 invånare och att det där— vid är lokaliserat så att de maximala halterna beräknas inträffa över hela staden (det mest ogynn— samma fallet). De halter som använts vid beräk— ningarna är angivna i avsnitt 2.6. Utnyttjande— tiden för kraftverket har antagits till 6 000 tim— mar. Vid beräkning av årsdosen har hänsyn tagits till detta. Individdosbidragen per år från de olika alternativen och för de olika föroreningar— na redovisas i tabell 2.9:1.

2.9.l.3 Kollektivdosberäkning

Kollektivdosen har beräknats för de två modell— städerna med 25 000 resp 200 000 invånare. I tabell 2.9:2 redovisas kollektivdosen orsakad av bakgrund, befintliga uppvärmningsanläggningar och motorfordon. Härvid har beräkningarna grundats på de individdoser som redovisas i tabell 2.9:1 och det förutsätts att utsläppen från städerna endast påverkar invånarna. Kollektivdoser har beräknats för kadmium, krom, kvicksilver, bly, vanadin och benzo(a)pyren. Dessutom redovisas den kollektiv— dos som de olika fossileldade kraftverksalterna— tiven orsakar för staden med 25 000 invånare. Här— vid har förutsatts att utsläppen från kraftverken ej påverkar människor bosatta utanför staden. Vi— dare anges den totala dos (Summados) som fås från bakgrund, befintliga värmeanläggningar och motor— fordon samt de olika kraftverksalternativen.

2.9.2 DOSER VIA NÄRINGSKEDJOR 2.9.2.l Metallupptagning i jord

Generellt gäller att metallerna i mark till allra största delen härrör från ursprungligt innehåll i jordmaterialet. Tabell 2.9:3 refererar några av de översikter som finns om metaller i jordar och de svenska undersökningar som gjorts på om— rådet. Förorening av mark med metaller har flera olika ursprung och kan uppdelas i nedfall (se av— snitt 2.8), pesticider och gödselmedel. Tabell 2.9:4 visar till- och bortförsel av metaller till jordbruksmark (SNV PM 761). Tillskottet från atmosfären motsvarar ca en procent av markens innehåll av kadmium och bly. Ungefär lika mycket kadmium kan komma från handelsgödsel. Bortförseln av dessa metaller via grödor är obetydlig jämfört med tillskottet. Urlakning av metaller från jor— dar diskuteras närmare nedan i avsnitt 3.3.

Som framgår av beräkningarna i avsnitt 2.8 kom— mer metallnedfallet att öka avsevärt omkring ett koleldat kraftverk. Huvuddelen av detta tillskott kommer att kvarstanna i jorden.

Tabell 2. 9:1 Individdoser per år 1 modellstäderna 1985 samt individdosen

—'__:_.'__

per ar fran fossileldat kraftverk enligt de olika alternativen.

Enhet: ;ug/m3

Ämne

och år

2x105 inv

2 5x104 inv

Alt 1 Alt 2 Alt 3 Alt 4

) ——_——______________

Koloxid B(a)p As

Cd Cr Hg Ni Pb

V

Zn

2 600 1,7x10'3

1,0x10'3 3,0x10'3 4 x10'3

o, 25 2, OxlO 2 9, 4x10 2

1 300 5,0x10—4

7, 0x10'4 2, OxlO _; 3 xlO

o, 13 1, 2x10 2 6, 4x10 2

0,07 3,0x10'6 4,2x10'7 1, 2x10"7 4,2x10 7 2, 4x10 8 1, 2x10 4 6, OxlO 5 3,6x10 4 5,4x10'6

o, 11 3, 0x10 6 1, 3x10' 5 3,2x10 6 1,1x10—4 4, 6x10 7 3, 3x10 3 1, 9x10 4 1,1x10-å 1,5x10 o, 15 1, 2xlO 6 3, 8xlO 5 6, 6x10 6 1, 6x10 3 5, 9x10 5 3, 6x10 5 8, 4x10 4 4, 4x10 5 1, 6x10'4 o, 15 1, 22.10"6 5, 8x1o

1, 2x10 3 7, 2x10 3 2, 9x10 4 7, 2x10 4 2, 4x10 3 3, 3x10 3 1,1x10_2

Tabell 2. 9:2 Kollektivdoser per år orsakade av bakgrund,

___—|__—

kollektivdos för de olika alternativen. Enhet: manjug/m3 och år

Cd Cr H Pb

200 000 inv 2 ,6x102 7,2x102 8, 9x102 5,0x104 25 000 inv 22,0 57, 0 75, 0 3,1x103 Alternativ 1 3 x10' 3 o, 01 6, 0x10' '4 1,5 Summados 22,0 57,0 75,0 3,1x1o3 Alternativ 2 8 xlO'2 2,8 1,2x10'2 4, 8 Summados 22,0 60,0 75,0 3,1x1o3 Alternativ 3 0,2 40,0 1,5 21, 0 Summados 22,2 1, 2x102 77,0 3, ix103 Alternativ 4 30,0 180 7,30 60, 0 Summados 52,0 2,4x102 82, 3, 2x103

befintliga värme- anläggningar, motorfordon för modellstäderna samt kollektivdos per år orsakad av de olika kraftverksalternativen för staden med 25 000 invånare och summa

4, 4x103 3, 7x102 9,0 L 8x102 2, 8x102 6, 5x102 1,1

3, 731102 82, 5

4, 53.102

B(a)

4,1x1o2 12, 0

7, 5x10' 2 12,1 7,5;110'2 12,1 3, 0x10'2 12,0 3, 0x10' 2 12,0

Tabell 2.9:3 Tungmetallhalter 1 mark. Siffrorna anger mg/kg torkad jord

Referens l) 2) 3)

Element

Cd 0,22 (0,03-2,3) 0,06 (0,01—0,7) 0,05 (0,01—0,13) Co 4,8 (0,3—17,1) 8 (1—14)

0: 15,7 (0,9-56,5) 100 (5—3000) Cu 14,6 (1,5—190) 20 (2—100) 7,8 (1,7—13,5) Fe 38000 (7000—550000)

Hg 0,06 (0,004-1) 0,03 (0,01-0,3) 0,05 (0,02—0,10) Mn 405 (12—1840) 850 (100-4000)

Mo 2 (0,2—5)

,7 (0,1—63,8) 40 (10—1000) ,9 (2,2—364) 10 (2—200) 10,2 (5,4-19,8) v 100 (20—500)

26 59,4 (2,2-364) 50 (10-300) 35 (11,3—53) 1) Fran Andersson, 1967; SNV l975:3 2) Från Bowen, 1966 3) Från Pettersson, 1976

Tabell 2.9:4 Tillskott och bortförsel av tungmetaller 1 en svensk åkerjord enligt SNV PM 761. Beräkningarna avser en genomsnittlig jord utan speciell förorening från industri eller dylikt. Bortförseln beräknad för medelskörd

Tillskott gram/ha och år Bortförsel gram/ha och år

Metall Innehåll

Cd 550 5 4 15 0,3 0,1 0,9 Co 12000 3 3 20 0 0,3 0,7 Cr 39000 12 16 200 1 2 4 Cu 37000 20 50 1500 33 4 40 Hg 150 0,5 0,02 8 0,1 0, 0,05 1 0 3 2 0 0

Atmosfäriskt Handels Edsel Slam ' Vete röda Korn röda Potatis

1 Ni 22000 13 11 100 ,4 2,5 Pb 40000 320 16 300 2,5 Zn 143000 350 110 3000 16. 100

2.9.2.2 Doser via upptagning av metaller i Växter och djur

De flesta metaller binds hårt i jordar och är inte särskilt lättillgängliga för växter. Detta gäller särskilt vid neutrala och basiska förhållanden. Särskilt bly och krom fastläggs hårt i jordar. Kadmium är dock mer lättillgängligt och en tredubb— ling av halten i jorden ger en fördubbling i väx— ten. Det finns tyvärr inga säkra data som belyser hur halterna i naturen och vissa av våra baslivs- medel ökat med åren. Svenska undersökningar talar dock för att kadmiumhalten i vete fördubblats un— der de senaste 50 åren, samtidigt som man fått ungefär motsvarande ökning av kadmiumhalten i mossa. Vid lätta eller sura jordar kan metallupp— tagningen vara större. Nickel har t ex visat sig relativt lättupptaget vid låga pH.

Upptagning av metaller hos högre växter kan även ske direkt från luften och denna process torde vara av större betydelse för de aktuella kraftver— ken. En överslagsberäkning (Andersson, personligt meddelande) visar att 1/4—1/3 av metalldepositionen aldrig när marken utan stannar på växtligheten, vilket har särskilt stor betydelse på betesmark. Skador på kreatur kan riskeras men halterna kan även bli höga via näringskedjor genom anrikning i djurs njurar och lever. Undersökningar från Rönnskärsområdet (metallverk med utsläpp av bl a kadmium) visar även att en anrikning av kadmium i näringskedjor kan förekomma (kvickrot — åkersork - räv) (Westermark et al, 1974).

För de flesta metaller uppmätes vanligen mycket högre halter i rot än i blad och skott men även högre halter i stam och blad än i frukten.

Data om metallupptagning i växter omkring kolelda— de kraftverk, användbara för beräkning av doser via livsmedel, saknas. Mätningar omkring smältver— ket i Rönnskär, som har stora metallutsläpp, kan dock ge en viss vägledning, se figur 2.9:5 (Pettersson, 1976). Dessa mätningar kan dock inte användas direkt för jämförelse med förhållandena kring ett koleldat kraftverk.

Som framgår av ovanstående saknas data för en be— räkning av metallupptagningen i näringskedjor, som kan nå människan p g a utsläppen från kraftverk. En värdering av ovan givna uppgifter ger dock vid handen att kolalternativet med höga metallhalter lokaliserat i jordbruksbygd kan påverka grödor på en yta av ca 50 000 ha i första hand genom direkt deposition på växterna och indirekt kan även en förhöjning av metallhalterna i lever och njurar hos

ms/kg

0,05

50 100 km

Figur 2.9:5 Kadmium i korn omkring Rönnskärsverken, Skelleftehamn

betande djur förväntas. Direkta skador på djur riskeras även. En långsam uppbyggnad av metall— halterna i jordarna förväntas även, vilket på sikt ger en ökning av metallhalterna även i växter, sär— skilt på lätta jordar. Det samtidigt pågående ned— fallet av sura ämnen (se avsnitt 3.1 och 3.2) ökar tillgängligheten av metallerna för växterna. Bety— delsen av nedfallet för uppbyggnad i näringskedjor som kan nå människan är givetvis beroende på kraft— verkets lokalisering. Framtagna data visar att en lokalisering av ett koleldat kraftverk i jordbruks— bygd, särskilt med lätta jordar, framstår som mycket tveksam.

2.9.2.3 Kvicksilver

Kvicksilverutsläpp till atmosfären har betydelse för halten i första hand i fisk. Med utgångspunkt från de nedfallsdata som presenterats i avsnitt 2.8.4 har Arne Jernelöv, Inst för vatten och luft— vårdsforskning utfört beräkningar av hur stor mängd av utsläppet kvicksilver som kan återfinnas som metylkvicksilver i fisk. Huvuddelen av nedanstående uppgifter är hämtade från denna utredning.

Ett flertal faktorer är av stor betydelse för effekten av tillskott av luftburet oorganiskt kViCk' silver till sjöar på fiskens metylkvicksilverhalt. Bisogni och Lawrence har uppställt matematiska modeller som beskriver biologisk bildning av metyl— kvicksilver. Fagerström och Åsell har utarbetat modeller för metylkvicksilvers anrikning i växande fisk. Ovanpå dessa modeller av delprocesser måste läggas andra faktorer som inte alls eller endast indirekt innefattas i modellerna. Den viktigaste av dessa är frågan om vattnets pH, där ofta — men inte alltid — ett påtagligt samband mellan lågt

pH och hög kvicksilverhalt iakttagits. De bakom— liggande faktorerna för detta samband är ofull— ständigt kända och kvantifieringar är gissnings— mässiga. Nedan har antagits att en sjö med pH 5 reagerar med en dubbelt så stor förhöjning av ljkilos gäddans kvicksilverhalt på en viss kvicksilvertill— försel som en sjö med pH 6.

En annan mycket betydelsefull faktor är frågan om reemission av kvicksilver. Reemissionsförhållandena är praktiskt taget okända. I fallet nedan har ingen reemission antagits.

Uppskattningarna i nedanstående figur 2.9:6 är gjorda utifrån fallet med 6 ton per år emitterat från källan, utfall inom 10 km och sjö med pH på 5 resp 6. Beräkningarna är gjorda på steady-state förhållanden vilka approximativt torde uppnås efter ca 15 år.

Beräkningsmetodiken framgår av nedanstående som visar hur en punkt på kurvan erhållits.

0,5 km frå? källan, nedfall

ca 0,1 g/m och år Antag: sjö 10 ha 100 000 m2

nederbördsområde 100 ha

Direktnedfall 10 000 g/år Nedfall nederbördsområde 100 000 g/år Retention i nederbördsområde 90 Z Retention i sjön 99 Z Tillförsel till sjön: 10 kg direkt + 10kg från nederbördsområdet = 20 kg/år Andel av tillförd mängd som metyleras netto per år::00,l o/oo (ref Bisogni och Lawrence rimlig siffra i aktuellt koncentrationsintervall från deras matematiska modeller). Således bildas N2 g metylkvicksilver per år netto Fiskproduktion i sjön 500 kg/år Andel bildat metylkvicksilver som anrikas i fisk 10 Z (Fagerström och Åsell rimlig siffra från anrikningsmodeller). Konc. i nybildad fiskbiomassa av nybildat metylkvicksilver 0,2 g per 500 kg = 0,4 mg/kg Flera faktorer som ytterligare påverkar:

a) Totalmängd kvicksilver i biologisk cirkulation. Årlig tillförsel skall balanseras mot årlig ut— försel med avrinnande vatten resp genom ned— bäddning av sediment.

Beräkningar vid lågt pH (HS) gör att avgången av flyktigt betraktas som negligerbar.

Borttransporten i t ex fångad fisk är obetydlig.

Då metyleringsaktiviteten av kvicksilver på suspen— derade partiklar är mycket högre än på partiklar i sediment av den vägda mängden (Jernelöv och Land— ner, 1973) är kvicksilver i biologisk cirkulation i hög grad beroende av den nyligen diffust till— förda mängden.

b) Balansen mellan metylerat och demetylerat (me- tyl) kvicksilver.

Denna balans torde inställa sig någorlunda snabbt. Tidsperioden uppskattas till år snarare än decen— nier.

c) Den totala biomassan av fisk är givetvis större än den nyproducerade. Balans i fiskens halt vid förändring av metylkvicksilvermängden i ekosys— temet uppskattas approximativt nådd efter ca 15 år.

2 3

Utsläpp 6 ton/år Utfall inom 10 km Sjö pH 5,0

|| || 6 0 __ __ ,

|| || 5 0 _..— )

100. Z av från mark reemitterat kvicksilver

deponeras 1 sjöar

4 5 6

Figur 2.9:6 Tillskott till metylkvicksilverhalt i fisk från koleldat kraftverk

10 km

Baserat på detta bedöms ökningen av fiskens metyl— kvicksilverhalt kunna bli 0,4 mg/kg i närområdet till utsläppskällan. Detta gäller i sjö med lågt pH.

Beräkningar har även utförts för ett annat fall, sjöns pH 6,0, kvicksilverutfallet inom 1 000 km. Höjningen av metylkvicksilverhalten blir med dessa förutsättningar avsevärt mindre, 0,02 mg metyl— kvicksilver/kg men det påverkade området blir desto större.

Ovan har framhållits att kunskaperna i fråga om deposition av kvicksilver från en punktkälla är mycket ofullständiga och resultaten av beräk— ningarna visar ju också mycket stora skillnader i resulterande kvicksilverhalter i fisk beroende på vilka förutsättningar som väljs. En faktor av sär— skild betydelse är reemissionen av på mark depo— nerat kvicksilver.

Ovan uppskattas en "retention i nederbördsområdet" av 90 Z. Detta innebär för ovanstående beräkningar att 10 Z av nedfallet på kringliggande mark beräk— nas nå sjön. 90 Z binds till marken eller reemitte— ras till luften. Om transportavståndet är kort (=utfallet snabbt) kommer det reemitterade kvick— silvret att åter falla ned ganska nära området och statistiskt längre från källan än vid första nedfallet. Detta innebär att kvicksilver som inte fastnar i en (sur) sjö får en, andra, tredje,fjär— de 0 s v chans att komma i något vattendrag, se fi— gur 2.9:7. Detta innebär i sin tur att reemissionen medför att nedfallet per enhet Sjöyta och tid inte avtar lika snabbt med ökande avstånd från källan som direktutfallet gör. Om vindriktning (och där— med även transportriktning) tänkes vara slumpmäs— sig innebär reemissionen en gradvis uttransport _ av kv1ck511ver fran källans närhet. Efter Viss tid kommer med dessa förutsättningar alla sjöar i när— området (40 km) att ha fått ett tillskott av + 0,4 mg/kg, se figur 2.9:6. Det relativa till— skottet av kvicksilver från reemission visavi di— rektnedfall blir litet på ett avstånd av 0,5 km om medeltransportavståndet är t ex 3 km, men större på längre avstånd. Av denna anledning är effekten av reemissionen ringa på den förväntade höjningen av fiskens metylkvicksilverhalt i källans absoluta närområde.

Köllo mork sjö

Figur 2.9:7 Effekten av reemission av kvicksilver fran mark

Stöd för beräkningarnas riktighet utgör uppmätningar av metylkvicksilverhalter i fisk i sjöar i närheten av Rönnskärsverken, Skelleftehamn samt kring vissa klor—alkalifabriker. Dessa anläggningar släpper

ut och har framför allt släppt ut relativt stora mängder kvicksilver till luft och metylkvicksilver— halterna är i flera sjöar i närheten utan annan kvicksilvertillförsel än via luft så hög att de svartlistats. Det är emellertid mer sannolikt att uttvättningen av kvicksilvret ur rökgasplymen tar längre tid och sker på längre avstånd än i be— räkningsexemplet ovan, med uttvättning inom 10 km. Tillskottet av metylkvicksilver i fisk blir då mindre i varje sjö men berör ett större antal sjöar. Ur folkhälsosynpunkt kan detta vara en sämre situa— tion beroende på att de "administrativa" gränserna 0,5 resp 1,0 mg metylkvicksilver/kg fisk inte nås, vilket kan betyda att en större mängd fisk med för— höjd kvicksilverhalt istället konsumeras. Osäker— heten i beräkningarna vad gäller deposition av kvicksilver, reemissionens— och retentionens stor- lek och själva upptagningen i fisk måste understry— kas. Man kan möjligen som slutsats hävda att upp- tagningen i fisk ligger någonstans mellan 0 och 0,4 mg metylkvicksilver/kg vid ett 2 000 MWel kraftverk och 1,5 ppm kvicksilver i kolet.

Ovan har visats att tillskottet av metylkvicksilver till fisk kan bli stort p g a utsläpp från kol- eldade kraftverk. Efter 10—15 år kan fisk i sjöar i ett område kring verket få tillskott på upp till 0,4 mg metylkvicksilver/kg och detta område kan vidgas ytterligare efter längre tid. Siffran 0,4 mg/kg kan jämföras med svartlistningsgränsen l mg/kg, gränsen för restriktiv konsumtion 0,5 mg/ kg och exemplen i nedanstående tabell på nuvarande metylkvicksilverhalter i fisk i svenska sjöar (Westöö, 1975)

Norra västkusten Södra västkusten Norra Uppland Kalmar län Vänern

mg/kg

||

,2 __"-

OOOOO "minin'm'm I HreHreH

Ovanstående är exempel men bilden är i stort sett lika över hela Sverige utom i Skåne, där halterna är lägre. Uppgifterna i tabellen visar att ett kol— kraftverk med höga kvicksilverhalter i kol kan innebära att många sjöar efter någon tid måste svartlistas genom tillskottet från ett kolkraft- verk. Det bör observeras att den antagna kvicksil— verhalten i kolet är hög men inte på långt när maximal, se avsnitt 2.7.

2.9.2.4 Bly Se avsnitt 3.3 2.9.3 UPPSKATTNING AV REGIONAL DOS

En beräkning av individ— och kollektivdoser för ett inert ämne som emitteras från ett fossileldat kraftverk har utförts av AB Atomenergi (Christina Gyllander) på uppdrag av naturvårdsverket. Beräk— ningen har genomförts från en punkt belägen vid Barsebäck i Skåne ut till ett avstånd av ca 2 000 km.

2.9.3.1 Underlag för beräkningarna

För beräkning av spridningen över en regional skala har använts trajektoriedata för två år, initialpo— sition Jönköping. Dessa basdata har erhållits från SMHI och använts också för beräkningar av sprid- ningen vid emission av aktiva produkter från svenska kärnkraftverk.

Den beräkningsmodell avseende atmosfärisk sprid— ning, som använts i projektet, är baserad på tra— jektoriestatistik och ansluter sig i sina huvud— drag till en teori, som beskrivits av Bolin och Persson (Bolin och Persson, 1975; Persson, 1975).

Trajektorierna har i denna utredning initierats var tredje dag under två år från en punkt i södra Sverige (Jönköping) i de isobara nivåerna 1 000 och 850 mb, och varje trajektorie har följts under 6 dygn. Den horisontella spridningen av trajekto— riernas ändpunkter är gaussisk.

Som medelvärde på markens råhet har använts råhets— parametern 0,1 m. Torrdepositionshastigheten och våtdepositionstakten har anpassats så, att "sönder— fallskonstanten" blir densamma för torr och våt

deposition samt att resultatet av dessa processer får en halveringstid i atmosfären av 1 dygn respek— tive 10 dygn.

Termiskt lyft har beräknats med utgångspunkt från sammanställning av Briggs (1969) samt analys av B Bringfelt (1968) avseende observerade värden. Viss hänsyn har även tagits till dynamiskt lyft.

Tekniska data framgår av tabell 2.9:8

Tabell 2.928 Tekniska data för beräkningar av regional dos

Installerad effekt 2 000 MWel Emission 1 000 kg/år Skorstenshöjd 250 m Rökgastemperatur 15OOC Värmeemission 320 MW Gashastighet i skorstenstoppen 25 m/s Plymlyft vid en medelvindhastig— het av 10 m/s ca 150 m Effektiv utsläppshöjd ca 400 m Halveringstid i atmosfären 1 d

alt 10 d

För att kunna beräkna kollektivdoser för Europas befolkning måste man få kännedom om befolknings— fördelningen. Befolkningskarteringen bygger på ett system för upprepad uppdelning av ytan av en sfär, som för varje uppdelningsnivå definierar områden med lika stor yta (Wickman, Elvers och Edvardsson, 1973).Områdenas form är nära liksidiga sfäriska trianglar. sfärens yta uppdelas först i tolv reguljära femhörningar. Var och en av dessa delas i fem likbenta sfäriska trianglar. Därvid erhålles sextio s k primärtrianglar eller trianglar av första ordningen. Varje primärtriangel uppdelas i fyra trianglar av andra ordningen o s v ned till 8:e ordningen.

Befolkningstal för arter tillhörande ovan beskrivet system finns samlade för betydande delar av jord— ytan, mest dock från industriländerna. Befolknings— kartering föreligger f n för ett relativt stort an— tal trianglar av åttonde ordningen. För många om— råden är dock data ej givna för trianglar av högre ordning än fem eller sex.

Program för administration av befolkningsdata har framtagits (Nyman, 1976). Detta program har till uppgift att framställa tabeller över befolknings— tal, vilka skall användas vid beräkning av befolk— ningsdoser.

2.9.3.2 Individdosberäkningar

Datorkartering har utförts avseende individbelast— ningen uttryckt i pg/år, vid ett utsläpp av 1 000 kg /år av en substans med halveringstiden 1 d respektive 10 d. Resultaten framgår av figurerna 2.9:10—2.9:ll. Ovannämnda beräkningar avser en effektiv utsläppshöjd av 400 m. För erhållande av den individuella belastningen per år har koncentra— tionen multiplicerats med inhalerad luftmängd unger året. ICRP anger en medelinhalationstakt av 20 m / dygn.

2.9.3.3 Kollektivdosberäkningar

Genom att överlagra den individuella belastningen över befolkningsfördelningen — med utgångspunkt från Barsebäck — erhålles den kollektiva belast— ningen.

Beräkningarna har utförts enligt de riktlinjer, som följts i ett nyligen avslutat arbete beträffan— de sambandet mellan utsläpp och dos (AB Atomenergi, ej publ) vilket genomförts på uppdrag av Statens strålskyddsinstituts forskningsnämnd.

För jämförelse har i ett fall beräkning även ut— förts för en skorstenshöjd av 180 m, varvid all deposition antagits ske genom våtdeposition. Med detta antagande överskattar beräkningsmodellen doser över eg regional skala. En medelinhalations- takt av 20 m /dygn har använts.

Erhållna värden avseende kollektivbelastningen vid utsläpp av 1 000 kg/år. Som framgår av tabell 2.9:9 är initialhöjden endast av mindre betydelse. Erhållna värden avser kollektivbelastningen vid utsläpp av 1 000 kg/år.

Tabell 2.9:9 Kollektivbelastning från ett 2 000 MWel—verk

Skorstens— Halverings— Kollektivbelastning höjd, m tid Man pg/m3 Mangram/år dygn år ________________________________________________ 250 1,0 96 0,7 250 10,0 210 1,5 180 10 O 250 1,8

aln/04.

() . DIMM-f ,

0, 5 & M_é

Figur 2.9:10 Individbelastning (mikrogram/år) Utsläppstakt 103 kg/år

Effektiv utsläppshöjd 400 m Halveringstid 1 d

Figur 2.9:11 Individbelastning (mikrogram/år) Utsläppstakt 103 kg/år

Effektiv utsläppshöjd 400 m Halveringstid 10 d

2.9.3.4 Diskussion av beräkningarna

Den utförda undersökningen har använts för att beräkna kollektivdosen för cancerframkallande substanser t ex benzo(a)pyren. Dessa substanser bör betecknas som inerta d v s de omvandlas ej till andra kemiska föreningar under transportvägen i atmosfären. För benzo(a)pyren har man anledning att förmoda att viss omvandling sker under inver- kan av starkt solljus (Lunde, personligt meddelan— de). Den beräknade kollektivdosen för detta ämne kan således betraktas något för hög med hänsyn till detta. Man bör dock observera att senare undersökningar ger vid handen att antagen emission är för låg. Här redovisade beräkningar får där- för antas vara ett minimialternativ.

De spridningsmodeller som idag är i bruk kan ej ta hänsyn till att substanser omvandlas under transportvägen. Beräkningarna har därför begrän— sats till att endast omfatta stabila föreningar, t ex polyaromatiska kolväten och metaller. Beräk— ningarna har utförts för alternativet 4, (se av- snitt 2.3) d v 3 ett koleldat 2 000 MWel—verk. En jämförelse mellan kollektivdosen för Europa och modellstaden med 25 000 invånare har utförts med antagandet att 2 000 MWel—verket förlägges intill modellstaden. Resultaten redovisas i ta— bell 2.9:12. Av tabellen framgår att kollektiv— dosen för Europa blir ungefär 100 gånger större än för modellstaden med 25 000 invånare.

Tabell 2.9:12 Kollektivdosbelastning orsakade av ett svenskt fossileldat kondenskraftverk på 2 000 MWel.

Substans Kollektivdos man—pg/m3, år 25 OOO—staden Europax) Benzo(a)pyren 3,0-"10—2 2,2—4,8

x) Det lägre värdet motsvarar en upphållstid för substansen av 1 dygn, det högre 10 dygn.

""| IP H

—l.

EKG-q T._.:J."*k|1sill

2.10 BEHOV AV FORSKNINGS— OCH UNDERSÖK- NINGSVERKSAMHET

Som framgått av framställningen ovan finns det flera områden i fråga om utsläpp och spridning av föroreningar vid utnyttjande av fossila bränslen där forsknings— och undersökningsverksamhet är mycket angelägen. Frågan om forskning för att åstadkomma en minskning av utsläppen tas dock inte upp här, se i stället avsnitt 2.3.6.

Kunskaperna om metallhalter i olika kol är i dag mycket ofullständiga. En rapport med bl a upp- gifter om polska kol väntas dock bli färdigställd inom kort. Utförda beräkningar på avskiljnings— graden i stoftavskiljare för olika metaller base— ras också på relativt bristfälligt underlag. Även partikelstorleksfördelningen hos stoft emitterat från koleldade kraftverk med elektrofilter är litet undersökt. Ovan har understrukits osäkerheten i be— räkningarna av utsläpp (avsnitt 2.7.2) av polyaro— matiska kolväten vid förbränning av fossila bränslen. Att utsläppen från alternativa fossila bränslen som torv, energiskog och skifferolja är dåligt kända är mer naturligt. Insatser för att klara ut ovannämnda förhållanden är angelägna.

Spridningsmodeller för beräkning av förorenings- halter i luft p g a utsläpp från punktkällor på hög höjd, över 150 m saknas i dag. Likaså bör studier utföras av spridningen vid särskild loka— lisering av stora utsläpp t ex vid kust eller i skärgård. Forskningsarbete har dock påbörjats i Sverige på dessa områden. För beräkning av sprid— ning av luftföroreningar från motorfordon har ovan den s k Stanfordmodellen använts (avsnitt 2.5.5). Denna modell har brister, särskilt för föroreningar som kväveoxider som undergår kemisk reaktion i at— mosfären. Även på detta område har arbete påbörjats. Kunskaper om halterna av kväveoxid/kvävedioxid och hur snabbt oxidationen fortgår är av stor betydelse för bedömning av de mediciniska effekterna av dessa substanser och fortsatta insatser inom detta fält är angeläget. Ett annat viktigt och närliggande område är bestämning av föroreningshalter av olika ämnen i stadsluft. Underlag har funnits för beräk— ningar endast för några substanser. Man vet dock

att bilavgaser innehåller ett mycket stort antal föroreningar, ca 250 olika kolväten har identi— fierats. Insatser för forskningsplanering på om— rådet kan dock förväntas komma igång inom kort. Frågan om källan till de ozonhalter som uppmätts på olika håll i landet är en annan fråga som bör belysas ytterligare. Bildas ozonet p g a våra egna utsläpp eller är det en fråga om långväga transport från kontinenten? Ett internationellt arbete har påbörjats för att klara ut detta, vari Sverige deltar aktivt.

En viktig fråga för vilken osäkerheten i beräk— ningarna har diskuterats ovan är deposition av föroreningar utsläppta till atmosfären (avsnitt 2.8). Det gäller svaveloxider, kväveoxider, par— tiklar (innehållande bl a metaller) och kvicksilver. Vissa uppgifter i fråga om svaveloxider finns och en spridnings— och depositionsmodell för Europa kommer att publiceras till sommaren. Det återstår dock att ta fram underlag så att våtdepositionen från en punktkälla kan bedömas säkrare. Även i fråga om torrdeposition måste forskningen fort— sätta, säkra uppgifter finns endast för vissa mark— typer, t ex gräs. För partiklar finns visst under— lag även om utförda undersökningar har givit rela— tivt olika resultat. Flertalet av de depositions— mätningar för partiklar som gjorts avser laborato— rieförhållanden och endast i något enstaka special— fall finns resultat från fältmätningar. I fråga om deposition av kvicksilver är underlaget mycket osäkert och antaganden inom relativt vida gränser har behövt göras. När det gäller deposition av kväveoxider saknas underlag nästan helt. Av dis— kussionen i kapitel 3 och & miljö— resp hälso- effekter framgår att behovet av ytterligare kun— skaper för att möjliggöra säkra beräkningar av de— position av olika föroreningar emitterade till at— mosfären är mycket angelägen och dylik forskning bör ha hög prioritet.

Om man har kunnat beräkna depositionen från en för— oreningskälla är nästa steg att jämföra resultaten med bakgrundsnedfallet. Man finner då att uppgifter om detta finns för svavelföreningar och i viss ut— sträckning för metaller och kväveföreningar men tyvärr i alldeles för liten utsträckning. Förhopp— ningsvis kommer det planerade miljödataprogrammet att ge svar på dessa frågor. En fråga som inte stu— derats alls är skillnader i bakgrundsnedfall mellan mark och vatten.

Något försök att beräkna dosen till människa via livsmedel p g a polyaromatiska kolväten och me— taller utsläppta vid användning av fossila brän— slen har inte kunnat göras annat än för kvicksilver p g a brist på underlag. Av de substanser som för— utom kvicksilver kan ha betydelse i sammanhanget märks kadmium och olika polyaromatiska kolväten. En forskningsplanering som siktar på att ge svar på dessa frågor är angelägen.

Ovan har ett försök gjorts att beräkna den regio— nala kollektivdosen för en inert substans, utsläppt från en punktkälla. Substanser omvandlas dock i atmosfären genom oxidation eller på annat sätt och en modell som tar hänsyn till detta skulle ge betydligt säkrare resultat.

= i'm—.a '%'; 45:an .”.Li'm-J

än 151—&

2.11 REFERENSER

ANDERSEN B, dir för Elvaerkerne, Köbenhavns Be— lysningsvaesen. Personligt meddelande.

ANDERSSON A, Lantbrukshögskolan, Uppsala. Person— ligt meddelande.

ANDERSSON A: "Kvicksilver i marken". Grundför— bättring 22: 95—105, 1967.

ANDERSSON G och GRENNFELT P I: "Determination of heavy metal in fuel oils and an estimation of the emissions of heavy metals from oil combustion". Institutet för Vatten— och Luftvårdsforskning, Rapport B-l38, 1973.

AB ATOMENERclzRelationer mellan stråldoser och radioaktiva utsläpp till atmosfären vid drift av kärnkraftverk. Regional och global spridning.

Ej publicerad.

BILAVGASGRUPPEN I STUDSVIK:Bilavgasgruppens under— sökningar i gatuluft. Del I och II, TPM—Bil—60— I och II, oktober 1970.

BILAVGASGRUPPEN I STUDSVIK: Luftföroreningar med bilavgaser i trafiktunnel. Bil-92, 1976.

AB BILSTATISTIK och SVERIGES BILINDUSTRI— OCH BILGROSSISTFÖRENING: Bilismen i Sverige, 1975.

BIOSOGNI J and LAWRENCE H: "Kinetics of micro— bially mediated methylation of mercury in aerobic and anaerobic environments". Cornell Unic Tech Rept No 631 1973.

BOLIN B, ASPLING G and PERSSON C: "Residence time of atmospheric pollutants as dependant on source characteristics, atmospheric diffusion processes and sink mechanisms". Tellus åå No 1—2:185, 1974.

BOLIN B and PERSSON C: " Regional dispersion and deposition of atmospheric pollutants with parti— cular application to sulfur pollution over Western Europe”. Tellus Zl No 3:281, 1975.

BOWEN H J M : "Trace elements in biochemistry". Academic Press, London 1966.

BRIGGS G A: "Plume rise”. U S Atomic Energy Commission, 1969.

BRINGFELT B: "Plume rise measurements at indust- rial chimneys". Atmospheric Environment 2 No 6: 575-598, 1968.

BRINGFELT B: "Multiple chimneys”. Atmospheric Environment & No 3:331-332, 1970.

BRINGFELT B,HJORT T and RING S: "A numerical air pollution dispersion model for central Stockholm". Atmospheric Environment & No 2:131, 1974.

BRINGFELT B och PERSSON C: Preliminär utredning rörande spridning av 502 och svävande stoft från NJA i Luleå. SMHI-utredning, 1975.

BROSSET C: Bestämning av specifika S—värden hos olika typer av fossila bränslen. Rapport beträf— fande projekt 3061 060 till nämnden för energi—

produktionsforskning, 1976.

CAWSE P A et al: A survey of atmospheric trace elements in the U R 1972-1973. Report from Atom Energy Research Establishment, Harwell 1974.

CHAMBERLAIN: "Transport of gases to and from grasslike surfaces". Proc Roy Soc Ser A 290:236— 265, 1966.

CLOUGH: "The deposition of particles on moss and grass surfaces". Atmospheric Environment 2:1113— 1119, 1975.

COMMINS E T: "Formation of polycyclic aromatic hydrocarbons during pyrolysis and combustion of hydrocarbons". Atmospheric Environment 2:565—572, 1969.

COMMINS B T: "Changing pattern in concentration of polycyclic aromatic hydrocarbons in the air of central London". Atmospheric Environment lg No 7:561—562, l976.

COMMONWEALTH SCIENTIFIC & INDUSTRIAL RESEARCH ORGANISATION (CSIRO): "Trace—element distribution in coal—feed and fly—ash samples, (Table 10)” Investigation of the electrostatic precipitation of fly—ashes from coals to be supplied to the Liddell power station, part 2.

DANMARKS ELVAERKERS FORENING: SVOVldioxidimmis— sionsmätningar m v ved Stignaesverket 1972—1973, 1975.

EGEBÄCK K—E: Undersökning av bensindrivna bilar av 1971 och 1972 års modell. AB Atomenergi, tek— nisk PM Bil-75, 1973.

ENGER L: A study of diffusion and wet deposition of sulphur from an oil fired power plant. Meteo— rologiska institutionen vid Uppsala Universitet, rapport nr 76, 1976.

EPA: Compilation of pollutant emission factors (second edition) AP—AZ. U S Environmental Pro— tection Agency, Office of Air and Water Programs, Office of Air Quality Planning and Standards, North Carolina, April 1973.

EPA: Flue gas desulfurization. Answers to basic questions. EPA—450/9—73—001, U S Environmental Protection Agency, October 1973.

EPA: Monitoring and air quality trend report. EPA—450/1—74—007, EPA—450/1—76—001, U S Environ— mental Protection Agency, 1973 and 1974.

EPA: Scientific and technical assessment report of particulate polycyclic organic matter. EPA- 600/6—75—001, U S Environmental Protection Agency Office of Research and Development, Washington D C, 1975.

FAGERSTRÖM T and ÅSELL B: "Methyl—mercury accuma— lation in an aquatic food chain. A model and some implications by research planning". Ambio 2 No 5: 164—171, 1973.

FREYSCHUSS S och GRENNFELT P I: Luftförorenings— problem i samband med lastning, lossning och lagring av stenkol för Göteborgs hamn. Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning, 1976.

GRANAT L and SÖDERLUND R: Atmospheric deposition due to long and short distances sources with special reference to wet and dry deposition of sulphur compounds around an oil fired power plant. Stockholms Universitet, Report AC—32, 1975.

GRENNFELT P I: Institutet för Vatten— och Luft— vårdsforskning, Göteborg. Personligt meddelande.

GRENNFELT P I och LÖVBLAD G: Tungmetallemissioner i samband med kolförbränning för energiändamål. Institutet för Vatten— och Luftvårdsforskning, 1975.

GRENNFELT P I: Studier av halten kvävemonoxid och kvävedioxid i Göteborg under perioden 1 sep— tember 1974—30 april 1975. Institutet för Vatten— och Luftvårdsforskning, Rapport B—27l, 1976.

GRIMMER und HILDENBRANDT: "Untersuchungen öber die Karzinogene Belastung des Menschen durch Luftverunreinigung". Zbl Bakt Hyg I Abt Orig B 1612104—124, 1975.

GÖTEBORGS HÄLSOVÅRDSNÄMND: Resultat av luftföro— reningsundersökningar 1975.

HELLGREN S 0: Konsekvensbedömning av oljeutsläpp vid katastrof på oljeplattformar och vid olje- transporter i tankfartyg. Statens naturvårdsverk, 1976. Appendix

HOVEMAND M F: Atmosfaerisk metallnedfall i Dan— mark, 1976.

HÖGSTRÖM U, Uppsala Universitet. Personligt med— delande.

HÖGSTRÖM U: "A statistical approach to the air pollution problem of chimney emission". Atmo- spheric Environment 2 No 3:251—271, 1968.

HÖGSTRÖM U: "Residence time of sulfurous air pollutants from a local source during precipi— tation" Ambio 2 No 1—2, 1973

INDUSTRINS UTREDNINGSINSTITUT: Bilprognos 1972— 1985, 1973.

INSTITUTET FÖR VATTEN— OCH LUFTVÅRDSFORSKNING: Rapport rörande koloxidmätningar i Göteborg 9/11-10/12, 1973.

INSTITUTET FÖR VATTEN— OCH LUFTVÅRDSFORSKNING: Determination of heavy metals in fuel oils and an estimation of the emissions of heavy metals from oil combustion. IVL—rapport B—138, 1973.

INSTITUTET FÖR VATTEN— OCH LUFTVÄRDSFORSKNING: Measurement of ozone in Gothenburg Jan 1972— Aug 1973 and studies of CO—variation between Ozone and other air pollution. IVL—rapport B-221, 1975.

JERNELÖV A and LANDNER L: "Studies in Sweden an feasibility of some methods for restauration of mercury contaminated bodies of water". Science and Technology 1:712, 1973.

JOHNSON et al: "An urban diffusion simulation model for carbon monoxide". Journal of the Air Control Association åå No 6, 1973.

JORDBRUKSDEPARTEMENTET: Mindre svavel — bättre miljö, DsJo l976:2.

KLEIN D H et al: Trace element discharges from coal combustion for power production, 1975.

KOMMUNIKATIONDEPARTEMENTET: Luftföroreningar genom bilavgaser. Stencil l97lzl.

LINDENCRONA G: "Oljeplattformar och miljön". När Var Hur, 1977.

LINDSTEDT G: ”A simplified chromatographic method for the routine determination of 3,4—benzopyrene in air samples". Atmospheric Environment & No 1: 1—11, 1968.

LUNDE G, Sentralinstitutt for industriell forsk— ning, Oslo. Personligt meddelande.

LÖVBLAD G: Trace element concentrations in some coal samples and possible emissions from coal combustion in Sweden. Institutet för Vatten— och Luftvårdsforskning, rapport B—358, 1977.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Delrapport angående

undersökning av bilavgaser vid Sallerupsvägen - Nobelvägen, 1971.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Rapport om undersök- ning av bilavgaser vid korsningen Amiralsgatan - Föreningsgatan, 1972.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Undersökning av bil— avgaser vid Nobelvägen 147, 1972.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Rapport om belast— ning av trafikemissioner vid barnstugor, som lokaliserats invid större trafikleder, 1973.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Koloxid i gatumiljö, 1974.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Luftförorenings— situationen i Malmö 1971—1975.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNINC: Rapport om luftföro- reningsläge i Malmö i relation till naturvårds— verkets nya riktvärden för luftkvalité utomhus. Rapport 76—05—03.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Tungmetallaerosoler i utomhusluften. Rapport 1, 1976.

MALMÖ HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Beräkning av re— lationen mellan korttids— och långtidsvärden av 802 i Malmöluften. Utredningsavdelningen, 1976.

MINISTER FÖR ARBEIT, GESUNDHEIT UND SOZIALES DES LANDS NORDRHEIN - WESTFAHLEN: Luftverunreinigung in Raum, Duisburg, Oberhausen und Mölheim, 1975.

MONTGOMERY and COLEMAN: "Empirical relationships between time averaged SOZ—concentrations". Environmental Science and Technology 9, 1975.

MÅNSSON B: ”Stoftavskiljning, sotproblem". Från kurs hos Svenska Teknologföreningen, Industrielr la Ångpanneanläggningar, 1965.

NATUSCH D F S: "Physical and chemical characte— ristics of atmospheric emissions from fossil fuelled power plants". Working paper to the conference "General Air Pollution and Human Health" in Stockholm, Karolinska Institute, March 1977. Will be published in Environm. Health Perspectives Dec l977.

NATIONAL ACADEMY OF SCIENCES: "Particulate poly— cyclic organic matter". Committee on Biological Effects of Atmospheric Pollutants, Division of Medical Sciences, National Research Council, National Academy of Sciences, Washington D C, 1972.

NATIONAL ACADEMY OF SCIENCES: "Vapor phase orga— nic pollutants". Report of the Committee on Bio— logical Effects of Atmospheric Pollutants, 1976.

NATIONAL ENVIRONMENTAL RESEARCH CENTER: Health Effects of Increasing Sulfur Oxides Emission. North Carolina, 1974.

NORSK INSTITUTT FOR LUFTFORSKNING: Landoversikt over luftforurensningstillstanden i Norge. Ej publicerad.

NORSK INSTITUTT FOR LUFTFORSKNING: Forbruk av fossilt brensel i Europa og utslipp av 502 i perioden 1970—1972. Teknisk notat nr l/76.

NYMAN K: PFIGUR - ett CDC CYBER 172—program för administration av befolkningsstatistiska data. Intern rapport AE—RD-l02, AB Atomenergi, 1976.

OECD: "Report of the state of air quality in the Rhine—Ruhr—area. The impact of sulfur dioxide and particulate matter". Federal Republic of Germany report to item 5 of the 11 th meeting of Air Management Sector Group, 19.3.1973.

OIL AND GAS JOURNAL: "Changes restructering world wide oil" (by Gardner F J), 30 Dec 1974.

OKSANEN L: diploming, Helsingfors stads Elverk, Helsingfors. Personligt meddelande.

PAULSON C A J and.RAMSDEN A R: Some Microscopic Features of Fly—Ash Particles and Their Signifi— cance in Relation to Electrostatic Precipitation, 1969.

PEHRZON L E: "Petroleumprodukter". Från kurs hos Svenska Teknologföreningen, Eldningsteknik — fasta, flytande och gasformiga bränslen. Stock— holm, 1976.

PEIRSON D H, CAWSE P A, SALMON L and CAMBRAY R S: "Trace elements in the atmospheric environment”. Nature 241, 1973.

PERSSON C: Utredning rörande regional spridning av en radioaktiv gas emitterad från en punktkälla. Sveriges Meteorologiska och Hydrologiska Institut, Stockhom, februari 1975.

PERSSON G: Luftföroreningar och luftvård. Stock— holm, 1973.

PETTERSSON O: Förorening i jordbruksmark och grö- dor av tungmetaller från Rönnskärsverken. Lant— brukshögskolan i Uppsala, stencil, 1976.

PROPOSITION: Energihushållning m m. Statsverks— proposition l975z30.

RAHN A et al: ”Determination of inorganic and organic components of gaseous chlorine, bromine and iodine in the atmosphere, WMO". Technical conference on atmospheric pollution measurements techniques, Göteborg, 1976.

ROBINSON E and ROBBINS R C: "Gaseous nitrogen compound pollutants from urban and natural sourr ces”. Journal af the Air Pollution Control Association 29:303—306, 1970.

RODHE and GRANDELL: "On the removal time of aerosol particles from the atmosphere by preci- pitation scavenging". Tellus Zi No 5:442—45Å, 1972.

RUCH R R et al: "Occurence and distribution of potentially volatile trace elements in coal". Illinois State Geological Survey. National Technical Information Service. PB 238 091, July 1974.

RöHLING Å and TYLER G: "Heavy metal deposition in Scandinavia". Water, Air and Soil Pollution 2:4Å5, 1973.

SCHULZ H, HATTMAN E A and BOOKER W B: "The Facts of Some Trace Elements during Coal Treatment and Combustion". U 5 Bureau of Mines, Pittsburgh.

SEDVALLSON C: Oljeraffinaderier i Sverige 1970— 2000, 1971

SHAPLEY D: "Nitrosamines". Science l9l:268-270, 1976.

SJÖSTRAND 0: "Rörledningar - ett alternativ till tåg och långtradare". Teknisk Tidskrift l976:15.

SMHI: Beräkningar rörande spridningar av 802 från Värtaverket. Sveriges Meteorologiska och Hydro— logiska Institut, Stockholm, 1971 med komplette— ring oktober 1973.

SNV: Miljövårdsproblem vid petroleumindustri. Statens naturvårdsverk, publ 1972:12

SNV: Riktlinjer för luftvård. Statens naturvårds— verk, publ l973:8.

SNV: Vissa tungmetallers geokemi. Statens natur— vårdsverk, publ l975z3.

SNV: Om metaller. Statens naturvårdsverk, publ 1976:7.

SNV: Riktvärden för luftkvalitet. Statens natur— vårdsverk, publ l976:8.

SNV: Emissionsinventering av svaveldioxid i Sve— rige. Statens naturvårdsverk, PM 380.

SNV: Kvicksilver — användning, kontroll och miljö— effekter. Statens naturvårdsverk, PM 421.

SNV: PM ang vissa uppgifter om tungmetaller som luftförorening. Statens naturvårdsverk, PM 428.

SNV: Luftföroreningssituationen i svenska tätorter i relation till föreslagna gränsvärden för svavel— dioxid. Statens naturvårdsverk, PM 637.

SNV: Tungmetaller i mark och växter, en litteratur— översikt. Statens naturvårdsverk, PM 761.

SNV: Miljövård vid koleldning. Statens naturvårds— verk, ej publicerad.

SOU: Energiprognosutredningen 1985—2000. Statens offentliga utredningar, SOU 1974:64—65.

SOU: Energiförsörjningen 1975—1980. Långtidsut- vecklingen, bilaga 3. Statens offentliga utred— ningar, SOU l975z96.

STATENS INDUSTRIVERK: Tätorternas och den tunga industrins energiförsörjning. SIND l976z3.

STATENS JORDBRUGS— OG VETERINAERVIDENSKABLIGE FORSKNINGSRÅD: Slammets jordbrugsanvendelse. Midt— vejsrapport för dansk slamforskning. Överblick og Fokusering, september 1976.

STATENS NATURVETENSKAPLIGA FORSKNINGSRÅD: Mini— rotationsskogsbrukets ekologiska konsekvenser, 1976.

STATENS VÄGVERK — TRANSPORTNÄMNDEN: Energikon— sumtion vid transporter. Rapport 1, 1976—08—02.

STERN A C (ed): Air Pollution. Third Edition 1, 1976,

STOCKHOLMS GATUKONTOR: Gatukontorets verksamhet 1975.

STOCKHOLMS MILJÖ— OCH HÄLSOVÅRDSFÖRVALTNING: Stockholmsluft. Rapport 7:1976.

AB SVENSKA SHELL: Kol. Tekniska kommersiella fakta nr 33, 1975.

SVENSKA VÄRMEVERKSFÖRENINGEN: Rapport rörande kväveoxidutsläpp från oljeeldade anläggningar, l97l-03—31.

SVENSKA VÄRMEVERKSFÖRENINGEN: Kraftvärme 1975. Möjlig utbyggnad av fjärrvärme och kraftvärme i Sverige, 1975

TEJLE G: Kontroll av avgasutsläpp. AB Svensk Bil— provning, delrapport 2,1976.

U S DEPARTMENT OF HEALTH, EDUCATION AND WELFARE: Sources of Polynuclear Hydrocarbon in the Atmo— sphere. Ducham 1967.

U 5 DEPARTMENT OF HEALTH, EDUCATION AND WELFARE: Air Quality Criteria for Hydrocarbons, 1970.

WARREN SPRING LABORATORY: Fuel Consumption, Smoke and Sulphur Dioxide Emissions and Concentrations and Crit and Dust Deposition in the U K, up to 1973—4. LR 214(AD), 1976.

VEKRIS S L: "Dispersion of coal particles from storage piles". Ontario Hydro Research Quaterly 3; No 2:11—16, 1971.

WESTERMARK T et al: Orienterande studier över förekomst av kvicksilver, indium, kadmium och arsenik i växter och organ av djur runt ett sul— fidsmältverk. Naturhistoriska riksmuseet, stencil 1974.

WESTÖÖ G: "Metylkvicksilverhalter i fisk och skal— djur, februari l97l—juli 1974". Vår föda Zl supplement 1, 1975.

WICKMAN E, ELVERS E and EDVARDSON K: "A system of domains for global sampling problems". FOA & rapport D 4263-AR 81, september 1973.

deWRINGER P H J, Dienst Centraal Milieubeheer Rijnmond, Holland. Personligt meddelande.

APPENDIX

KONSEKVENSBEDÖMNING AV OLJEUTSLÄPP VID KATASTROF PÅ OLJEPLATTFORMAR OCH VID OLJETRANSPORTER I TANKFARTYG

av Sten—Olof Hellgren

l OLJEPLATTFORMAR

Underlag i form av praktiska erfarenhetsbedöm— ningar saknas. Däremot har vissa uppskattningar gjorts som redovisats i internationella samman— hang.

Från svensk sida har uppskattats att en blow—out från en oljekälla i Nordsjön skulle kunna ge ett utsläpp av 10 000 ton olja per dag under 100 dagar. Alltså en total kvantitet av omkring 1 000 000 ton. AV denna kvantitet kan ca 50 Z beräknas av— dunsta och själv—dispergera i vattnet inom en vec— ka. Genom insats av olika bekämpningsmetoder (me— kanisk upptagning och användning av dispergerings- medel) beräknas att 400 000 ton kan bekämpas till 53055.

Om resterande olja (100 000 ton) driver mot Sve— rige kan man beräkna att ett 100 km brett bälte, mestadels bestående av oljeklumpar når Bohusläns kust en månad efter utsläppet. Detta skulle inne— bära att 1 000 ton olja varje dag under 100 dagar når svenska kusten i Bohuslän.

De ekonomiska konsekvenserna för det svenska fis- ket har i ett sådant fall grovt uppskattats till 22 miljoner kronor.

Rengöringskostnaderna på stränderna har antytts till omkring 3 000 kronor per ton olja.

Skadan för turistnäringen har också grovt upp— skattats och beräknas förosaka en minskning av ca 20 Z av de normala intäkterna vid en högsäsongs— period. I denna del av Sverige beräknas inkomster- na från turismen till 140 miljoner kronor varför

bortfallet skulle bli ca 28 miljoner.

Sammanfattningsvis skulle kostnaderna för svenskt vidkommande beräknas bli

Skador på fisket 22 miljoner kronor Sanering på stränderna 300 " " Förluster för turistnäringen 28 " "

Summa 350 " "

Härvid har ej medräknats konsekvenserna som upp— står på djur— och växtliv genom bl a skador på fiskens lek— och uppväxtområden samt skador på vattenbeskaffenheten.

2. TANKFARTYG

Med samma beräkningssätt skulle skadeverkningarna från en tankfartygskatastrof kunna uppskattas till följande. Grundförutsättningarna är då att farty- get totalhavererar och all lastad olja kommer lös.

130 000 ton olja läcker ut (nuvarande största last på fartyg som går in i Östersjön). 50 Z avdunstar och själv—dispergeras. Av kvarvarande kan 52 000 ton (AO % av totalkvantiteten) bekämpas till sjöss genom insats av mekaniska och kemiska metoder. 13 000 ton når strandpartier vilka rengöres till en kostnad av 3 000 kronor per ton olja ( ca 40 miljoner kronor). För bekämpning till sjöss är kostnaden för kemisk bekämpning känd (1 liter dis- pergeringsmedel för 30 kg olja och kostnaden för dispergeringsmedlet ca 7,50 kr/l) och utgör ca 2 600 kronor per ton för kemikaliedelen, vartill ytterligare 50 % kan beräknas för insats av per— sonal och utrustning. Alltså ca 4 000 ton per ton olja. För mekanisk upptagning kan kostnaden per ton upptagen olja sättas lika med kostnaden för dispergerad olja.

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

Sammanfattningsvis skulle de ekonomiska konsekven— serna av ett totalhaveri med de största tankfar- tygen som trafikerar Östersjön bli

Skador på fisket 130 000 22 = 3 miljoner kronor

1 000 000 Sanering på stränderna 40 " " Förluster för 130 000 28 =40 ” " turistnäringen 1 000 000 Bekämpning till 52 000x4 000 =208 " "

Summa 291 " "

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

I denna överslagsberäkning har ej heller medtagits kostnader för skador på längre sikt, eftersom möj- ligheter saknas att bestämma (och värdera) skador på vattenkvalité, utgående från förmodade utsläpp. Generellt kan dock förmodas att ett oljeutsläpp av denna storlek skulle ge förödande verkan i Östersjön i jämförelse med ett liknanse i öppna hav p g a Östersjöns låga vattenomsättning.

3. ALLMÄNT

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

En blow—out på Nordsjön omfattande 1 000 000 ton olja skulle för svenskt vidkommande troligen ge totalt mindre skador än om ett tankfartyg med ca 100 000 ton olja totalhavererade i Östersjön och i båda fallen oljan strömmade mot Sverige. Detta gäller både de långsiktiga skadorna och de på kort sikt.

Å andra sidan är det orealistiskt att räkna med att ett stort tankfartyg i Östersjön skulle total— haverera och 100 000 ton olja komma lös. Däremot kan andra olyckshändelser som grundstötning, kol— lision brand och konstruktionsfel ge upphov till utsläpp som storleksmässigt blir mindre vid varje tillfälle men sammantaget kan ge totalt större utsläpp än vid ett ensartat totalhavererat fartyg. Denna typ av begränsade olyckor kan beräknas inne— bära att 2—3 av fartygets tankar springer läck och hälften av oljan i dessa rinner ut innan inström- mande vatten stigit till läckans övre kant. Om ett fartyg som lastar ca 100 000 ton springer läck i 3 tankar skulle 15 000—25 000 ton olja beräknas läcka ut.

STATENS NATURVÅRDSVERK Tekniska avdelningen

HÄLSO- OCH MILJÖVERKNINGAR VID UTNYTTJANDE AV FOSSILA BRÅNSLEN

DEL 3 EFFEKTER PÅ MILJÖN

Rapport till Energi— och miljökommittén

FÖRORD

Avsnittet om effekter på miljön vid utnyttjande av fossila bränslen har utarbetats vid naturvårds— verkets tekniska avdelning. Utredningsarbetet är ett grupparbete med medverkan av Folke Larsson, Thomas Levander och Lars Lindau. Förutom dessa har flera andra personer inom naturvårdsverket medverkat i vissa avsnitt.

William Dickson och Wilhelm Dietrichson: "Försur— ning av sjöar”. Gunnar Bergvall: ”Effekter på yt— och grundvatten p g a deponering av fast avfall". Göran Lithner: : Effekter på akvatiska ekosystem p g & metallnedfall". Per—Erik Schelin: "Effekter p g a utsläpp av varmvatten och radioaktivt mate- rial".

Förutom naturvårdsverkets tjänstemän har personal från utomstående institutioner medverkat i olika delar.

Lars Landner, Institutet för Vatten— och Luftvårds- forskning: ”Effekter på ekosystem p g a nedfall av polyaromatiska kolväten". Nils Malmer, Lunds Universitet: "Försurning av mark och vatten". Germund Tyler, Lunds Universitet: "Effekter på terrestra ekosystem p g a metallnedfall".

3

3.0 3.0.1 3.0.2 3.0.3 3.0.4 3.0.5 3.0.6 3.0.7

3.1

3.1.1 3.1.2 3.1.2.l 3.1.2.2 3.1.2.2.1 3.1.2.2.2 3.1.2.3 3.1.2.3.1 3.1.2.3.2 3.1.2.3.3 3.1.2.3.4 3.1.2.4 3.1.3 3.1.3.l 3.1.3.2 3.1.3.3 3.1.3.3.1 3.1.3.3.2 3.1.3.3.3 3.1.3.3.4

INNEHÅLLSFÖRTECKNING

Effekter på miljön

Sammanfattning

Försurning av mark och vatten Påverkan på miljön p g a metallnedfall Effekter p g a deponering av avfall Effekter p g a utsläpp

av varmvatten

Påverkan på klimat Miljöeffekter av alternativa "fossila" energiråvaror Miljöeffekter — efter 1990

Försurning av mark och vat— tendrag Introduktion Effekter på mark och vatten genom nedfall av svavelföre— ningar vid olika kraftpro— duktionsalternativ

Uppdraget Underlag för bedömningar Depositionsförhållanden Känsligheten för belast— ningsökningar hos olika system

Effekter Utländska emissioner minskar med 25 X Utländska emissioner ökar med 25 X Alternativ B1 och B2 vid oförändrade utländska emis— sioner Jämförelser mellan alterna— tiven Bl och BZ Sammanfattning Effekter i vatten p g a ned— fall av svavelföreningar vid olika kraftproduktionsalter- nativ

Utgångspunkter Bedömningsunderlag Bedömningar

Europas emission oförändrad Europas emission minskar med 25 % Europas emission ökar med 25 %

Jämförelser av de olika.al— ternativen

Sida

247

247 247

248

250

251 252

253 254

255 255

255 255 256 256

258

260

261

262

264

265 266

276 276 276 279 279

280

281

281

3.2 Direkta effekter på växter och material p g a exposi— tion av gaser som ozon, sva— vel— och kväveoxider 287 3.2.1 Växter 287 3.2.l.1 Introduktion 287 3.2.1.2 Svaveldioxid och sot 289 3.2.1.3 Kväveoxider 290 3.2.l.4 Ozon och PAN (peroxyacylnit—

rat) 290 3.2.1 5 Kolväten 291 3.2.2 Material 291 3.3 Effekter på terrestra eko—

system p g a metallnedfall 293 3.3.1 Introduktion 293 3.3.2 Regional påverkan 293 3.3.2.1 Emission och deposition 293 3.3.2.2 Effekter 297 3.3.2.3 Sammanfattande värdering 304 3.3.3 Lokal påverkan 305 3.3.3.1 Beräkning av deposition

och ackumulation 305 3.3.3.2 Effekter 310 3.3.3.3 Geografisk lokalisering 314 3.3.3.4 Sammanfattande värdering 314 3.3.4 Effekter på fastmarkseko-

system vid två olika bly- halter i bensin 315 3.3.5 Effekter på den yttre miljön

vid fortsatt användning av bly som tillsatsmedel i ben— sin — prognos och riskvärde— ring 317 3.3.5.l Bakgrund 317 3.3.5.2 Deposition och markupptag-

ning 318 3.3.5.3 Upplagring i och inverkan

på växter 318 3.3.5.4 Upplagring i och inverkan

på djur 321 3.3.5.5 Effekter på mikroorganis-

mer och nedbrytningsproces— ser 322 3.3.5.6 Slutsatser 324 3.3.6 Diskussion 325 3.4 Effekter på akvatiska eko—

system p g a metallnedfall 327 3.4.1 Introduktion 327 3.4.2 Principunderlag 327 3.4.3 Bakgrundsbeskrivning 328 3.4.3.l Inverkan av luftburna metal—

ler på sediment— och vatten— kemi i SV Sveriges sjöar 329

3.4.3.2 Ekologisk riskvärdering 341

wwww b&b-LN . . mbbb NH

ww LrlU'I

wwwwwwww . . . . . mmwmmwmm CONIOSIJlbL—JNr—l

&» Q

wwwwww ändå—"maa . . . NNn—w—w—w—A ; OLW

. bwh)

www OOO . NNN

wwww . lelxlxl .

WMV—4

.

uwwwwww NIXIXINIXIXINI . r—'kDGJxIO'*U1-l-x

Prognoser Regional påverkan Lokal påverkan Några synpunkter rörande lo— kaliseringen och effekterna på Östersjön Diskussion

Effekter på ekosystem p g a nedfall av polyaromatiska kolväten Introduktion Förekomst och transport i näringskedjorna av polyaroma— tiska kolväten Definitioner Problemställningar Förekomst av polyaromater Biogena polyaromater Upptagning Metabolisering och utsöndring Preliminär modell Slutord

Effekter på yt- och grundvat— ten p g a deponering av fast avfall Deponering av aska och slagg Lakningsprocesser Kontrollåtgärder Sammanfattning Deponering av slam Slammets sammansättning och egenskaper

Lakningsprocesser Kontrollåtgärder Sammanfattning

Effekter på landskapsbild Begreppet landskapsbild Inverkan på landskapsbilden Synpunkter vid lokaliserings— prövning Kolbrytning i dagbrott Brytning av oljeskiffer Utvinning av torv Minirotationsskogsbruk (MRS) Oljeraffinaderier Fossileldade kraftverk Energitransport

Effekter av utsläpp av varm— vatten och radioaktivt mate— rial Tänkbara konsekvenser av varmvattenutsläpp Radioekologiska effekter

346 347 349

353 355

359 359

359 359 360 361 364 364 366 370 372

385 385 386 387 388 388

389 389 390 391

393 393 393

394 395 396 396 397 398 399 402

406 407

3.9 Effekter p g a utsläpp till vatten från kraftverk 411 3.10 Påverkan på klimat 415 3.10.1 Energiflöden 415 3.10.2 Vattenånga 417 3.10.3 Koldioxid 417 3.lO.4 Ozon 418 3.10.5 Partiklar 419 3.11 Behov av forsknings— och undersökningsverksamhet 423

3.12 Referenser 425

u l'nll'1'l. ".'rl': "ul ..4.

3. E F F E K T E R P A M I L J Ö N 3.0 SAMMANFATTNING

Vid utnyttjande av fossila bränslen erhålles effek— ter i miljö vid kraftproduktion men även uppvärmning av bostäder och bilism spelar en stor roll. De effekter som studerats är försurning av mark och vatten, påverkan på växter och material p g a utsläppta gasformiga substanser, effekter på mark och vatten p g a nedfall av metaller och polyaromatiska kolväten, effekter på yt— och grund— vatten p g a avfallsdeponering, effekter p g a varm— vattenutsläpp, effekter på klimat och landskapsbild.

3.0.1 FÖRSURNING AV MARK OCH VATTEN

Bedömningarna av försurningsfrågorna har gjorts med utgångspunkt från dagens situation och jämförelser har gjorts för olika utbyggnad av fossileldade kraft— verk. Vid beräkningar av depositionen av svavelför— eningar har även en ökning resp minskning av ut— släppen i Europa medtagits p g a att dessa spelar en mycket stor roll. Det gynnsammaste alternativet av de valda beräkningsfallen för 1985 är en minsk— ning av utsläppen i Europa med 25 Z och utbyggnad av kärnkraften i Sverige. Det medför en minskning av depositionen med 30—40 %. Detta skulle innebära att riskerna för en fortsatt ökning av försurningen av sjöar och vattendrag i Sverige eliminerades. I vissa områden med i dag försurade sjöar kan man också förvänta sig en återgång till normala för— hållanden. I fråga om effekter på mark och skogs— produktion torde det innebära en väsentligt mindre risk för en framtida allvarlig regional påverkan. En nedläggning av kärnkraften och ersättning med fossileldade kraftverksanläggningar samtidigt som svavelemissionerna i Europa ökar med 25 % är det ogynnsammaste alternativet. Det medför en kraftig ökning av depositionen, mellan 10 och 50 % för olika regioner. Depositionsökningen inträffar främst i områden med känsliga sjöar och vattendrag och den pågående försurningen kommer att gå betydligt snabbare än i dag och träffa ett ökat antal sjöar. Påverkan på mark blir av sådan storlek att den relativt snabbt kommer att återverka på skogspro— duktionen över betydande arealer.

Beräkningarna finns även utförda för flera andra fall med olika lokalisering av kraftverk, olika emissionssituationer i Europa etc. Sammanfattnings— vis kan sägas att en ökad elkraftproduktion genom fossilbränsleeldade kraftverk kommer att medföra en betydande svaveldeposition i Götaland och de— lar av Svealand. I betydande utsträckning kommer depositionen att ske inom områden karakterisera— de av ur försurningssynpunkt känsliga sjöar och vattendrag. Likaså finns vidsträckta områden, där skogsmarken får anses känslig ur försurningssyn— punkt. Beräkningarna har förutsatt att beslutade bestämmelser om begränsning av svavelhalt i bräns— len följs (l % i olja, ca 0,7 % i kol) eller att motsvarande reduktion görs med rökgasavsvavling. En ytterligare reduktion är dock möjlig genom an— vändning av rökgasavsvavling och depositionen blir då mindre.

Helt uppenbart är att en ökning av den nuvarande depositionen inom ur försurningssynpunkt känsliga områden skulle innebära en betydande ytterligare försämring av sjöarnas tillstånd. Den ökade för— surningen kan på grund av sin omfattning rimligen ej motverkas genom kalkning etc. Markförhållanden inom avsevärda delar av det influerade området är också sådana att en depositionsökning åtminstone på sikt kan väntas få negativa konsekvenser ur skogsproduktionssynpunkt antingen genom helt eller delvis utebliven tillväxtökning eller en direkt tillväxtminskning. Skillnaderna mellan lokalise— ringsalternativen (väst— eller ostkust) är små vad avser försurningssynpunkter. Slutligen bör ifråga om försurningen framhållas att någon hän— syn inte har kunnat tas till kväveoxidernas för— surande egenskaper då underlag saknas.

3.0.2 PÅVERKAN PÅ MILJÖN P G A METALLNED- FALL

När det gäller effekter på terrestra ekosystem (mark, växter) p g a metallnedfall framstår kad— mium, koppar, kvicksilver och vanadin som de all— varligaste. Den källa som har de största metall— utsläppen är koleldade kraftverk men även olja innehåller metaller, främst vanadin. Ifråga om påverkan över större områden av framför allt söd- ra och mellersta Sverige kommer alternativet med koleldade kraftverk (dagens teknik) med höga me— tallhalter i kol att redan inom 10—20 år få nega— tiva följder för den yttre miljön i form av en accelererad anrikning av tunga metaller i markens humusskikt, och en negativ inverkan på vissa mark— biologiska processer kan inte uteslutas. Om olja eller kol med höga vanadinhalter kommer att använ— das kan negativa effekter på markens förmåga att

mineralisera fosfor befaras. Mot sekelskiftet kan detta ge utslag i en viss försämring av tillväx— ten. Förändringen kommer sannolikt inte att kunna urskiljas visuellt men även små sänkningar av pri— märproduktionen, t ex skogstillväxten, har natur— ligtvis nationalekonomisk betydelse.

De lokala effekterna blir störst för ett koleldat kraftverk med höga metallhalter i kol och det är fosfor— och kvävemineraliseringen samt kvävefixe— ringen i marken som påverkas och leder till mins— kad tillväxt och på sikt förändringar i floran. Vissa metaller är även direkt giftiga för växter. Stora kraftverk med dylika kol och med nu till— gänglig teknik för begränsning av utsläppen fram- står som tveksamma ur miljövårdssynpunkt.

Vad gäller effekterna på sjösystem över större om— råden i södra Och mellersta Sverige framstår ut— släppen av kvicksilver från koleldade kraftverk som allvarliga med hänsyn till att situationen beträffande många sjöar redan nu är hårt ansträngd. Även utsläpp av kadmium får anses allvarlig i de fall kol med höga metallhalter kommer till använd— ning. Ifråga om lokala effekter kan nedfallet från ett stort koleldat kraftverk med höga metallhalter i kol få påverkan. Nedfallet av flertalet metaller kan komma att öka tiofaldigt eller mer vilket san— nolikt för flera metaller innebär koncentrations— höjningar i vattnet till nivåer som är skadliga på fisk och andra organismer. Även alternativet med låga metallhalter i kol respektive oljealter— nativet, det sista utan rening, kan ge effekter

av betydelse p g a stora nedfall av kvicksilver, krom och koppar respektive vanadin och nickel.

Ett problem vid bedömning av de lokala effekterna av metallnedfall utgör osäkerheten i depositions— beräkningarna. Det finns mätningar på mossa om— kring kraftverket i Karlshamn som tyder på rela— tivt stor närdeposition. Teoretiska beräkningar ger dock vid handen att depositionen sker på be— tydligt större avstånd. Osäkerheten i uppgifterna om metallhalter i kol måste även understrykas. Både högre och lägre halter finns i kol än de som använts vid beräkningarna och därmed kan beskrivna effekter bli både kraftigare respektive svagare. Det måste även konstateras att kännedomen om hur olika metaller påverkar miljön ännu är mycket bristfällig. Den metallekologiska forskningen har hittills i huvudsak varit inriktad på att spåra och mäta spridning till samt anriknings— och trans— portprocesser i ekosystemen.

I fråga om föroreningen med bly från bilavgaser har den ännu inte medfört att några klart påvis- bara skador på den terrestra miljön (mark, växter) har kunnat iakttagas. Förutsättningarna att mer gradvisa förändringar skall ha undgått att upp— märksammas är dock givna, då nästan ingen forsk— ning ännu bedrivits över ekologiska effekter av bly från avgaser. Nästan all forskning på bly i den yttre miljön har hittills varit inriktad på spridning och deposition samt upplagring i mark och organismer. En omfattande upplagring av bly från avgaser har sålunda skett i mark, växtlighet och djurliv inom tättbefolkade och industrialise— rade områden. Transporter i näringskedjor har på— visats för vägnära och urbaniserade miljöer och en upplagring i mark och mosstäcken fortgår över vida områden av norra halvklotet. Den allvarligaste aspekten på detta föroreningsproblem är att även en konstant emission av bly från avgaser kontinu— erligt leder till en ökad markförorening. Vidare måste det på teoretiska grunder anses odiskuta— belt, att en fortgående försurning av den yttre miljön leder till att blyets biologiska tillgäng— lighet ökar. Assimilations— och fotosyntesned— sättning samt hämmad rottillväxt är störningar som inträffar tidigt men som är svåra eller omöj— liga att upptäcka utan ingående mätningar. Med utgångspunkt från de talrika fysiologiska och eko— logiska försök som företagits med blysalter måste det dock bedömas som mest sannolikt, att sådana störningar verkligen förekommer i vägnära och ur— baniserade områden till följd av förorening med bly ur bilavgaser.

3.0.3 EFFEKTER P G A DEPONERING AV AVEALL

Vid förbränning av kol erhålles stora mängder me— tallhaltig aska samt slagg. Metallhalten är ca 10 ggr större i aska och slagg jämfört med bränslet. Avfallsmängden är 10 till 15 % av bränsleförbruk- ningen. För verk av storleken 1 000 MWel produce— ras ca 250 000 ton/år. Rökgasavsvavling med i dag tillgänglig teknik med kalklösningar i skrubber ger ca 400 000 ton slam/år för ett lika stort verk. Deponeringen av askan och slaggen fordrar stora ytor och för att förhindra infiltration av me— taller till grundvatten krävs tät mark med lera e d. Förutsättningarna att finna områden med så— dana kvaliteter inom rimliga avstånd till kraft- verken får betraktas som begränsade varför risker finns för allvarliga effekter på grundvattnet. Vidare uppkommer ett lakvattenöverskott som inne— håller lösta metallföreningar vilka dock kan be— gränsas med hjälp av reningsteknik.

Även landskapsbilden påverkas kraftigt av avfalls— mängderna. En slammängd av 400 000 ton per år (1 000 MWel) kräver ca 7 ha/år med en deponerings— höjd av 4 m. Efter 25 års drift blir behovet 175 ha. Är byggnadshöjden 50 m blir motsvarande siffror 14 ha. En reningteknik där svavlet i rökgaserna kan tillvaratas och åtminstone delar av askan/ slaggen kan återanvändas framstår dock som möjlig i framtiden.

3.0.4 EFFEKTER P G A UTSLÄPP AV VARMVATTEN

Negativa effekter: l. Ändrad artbalans, artfattigare fauna och flora och därmed ändrad funktion hos våra naturliga vatten.

2. Lägre syrgashalt genom minskad löslighet, och genom ökad produktion av organiskt material, accelererade mikrobiologiska processer och iso— lering av djupvatten.

3. Högre produktion av icke önskvärda organismer, t ex mindre attraktiva fiskarter, fiskparasiter, blågröna alger etc.

4. Ökat upptag av metaller, klorerade kolväten och radioaktiva nuklider i levande organismer.

5. Försvårat fiske i närområdet genom ökad påväxt, ström och dimbildning.

6. Eliminering av organismer i intagsområden och kylsystem.

7. I vissa fall sänkt vattenkvalitet för kommunala, industriella och rekreativa ändamål:

— högre intagstemperatur för vattentäkt — ökad korrosion genom ökad utveckling av kol— dioxid och svavelväte — dålig lukt från överbelastad recipient

Positiva effekter: l. Stimulerad bakteriell nedbrytning av organiskt material 5 k självrening

2. Ökad vattenomsättning och syrgastransport till isolerade vattenområden (fordrar spec tekniska lösningar)

3. Ökat fiske på till den högre temperaturen an— passade arter.

4. Högre produktion av nyttiga organismer, t ex för fiskföda

5. Möjligheter till förlängd badsäsong

Man kan utgå ifrån att ett varmvattenutsläpp alltid innebär omställnipgsproblem för en reci— pient. För att minska de negativa effekterna bör man förlägga varmvattenutsläppen till expo- nerade lägen med stor vattenomsättning d v s i princip till kustavsnitt som är relativt opå— verkade av mänsklig aktivitet.

3.0.5 PÅVERKAN PÅ KLIMAT

Lufthavet innehåller drygt 0,3 % koldioxid. En ökning av halten koldioxid i atmosfären medför

att den lägre delen av lufthavet får en förbätt— rad värmehushållning varigenom temperaturen vid jordytan ökar. Människan förbränner stora mängder fossila bränslen och tillför därigenom lufthavet koldioxid. Vi kan inte rena rökgaserna från kol— dioxid. Endast en övergång till andra energiformer kan lösa detta problem. Den koldioxid, som årligen emitteras genom förbränning av fossila bränslen beräknas till 16 miljarder ton, varav ca 80 mil— joner kommer från svenska källor. Den totala mäng— den koldioxid i atmosfären har beräknats till ca 1 000 miljarder ton varav 15 % beräknas ha antro— pogen härkomst. Av den årliga mängden koldioxid- produktion absorberas hälften av oceanerna samt av växtvärlden.

Luftens koldioxidhalt har ökat från ca 290 ppm vid mitten av förra århundradet till ca 325 ppm idag, d v 5 en ökning på 10 %. Av denna ökning har ca 13 ppm ägt rum sedan 1958. Det är praktiskt tänk— bart att förbränna kol och olja så att lufthavets koldioxidhalt fördubblas eller mer. Med nuvarande takt i användningen av fossila bränslen tar det 200 ä 250 år innan lufthavets koldioxidhalt har fördubblats, men redan en årlig tvåprocentig ök— ning av förbränningen av fossila bränslen innebär att koldioxidhalten i lufthavet kommer att ha för— dubblats inom 100 år och en femprocentig öknings— takt flyttar denna tidpunkt fram till blott 20 å 30 år in på 2 OOO—talet.

Förrådet av karbonater minskar när koldioxidhalten i havet ökar, vilket kan få ödesdigra följder för livet i havet. En nedbrytning sker av de kalkämnen som bildar skal och skelett hos en mängd organis— mer.

Beräkningarna av vad som kommer att inträffa med en ökande koldioxidhalt i atmosfären kompliceras dock av flera faktorer. En ökad temperaturstegring skulle sannolikt framkalla en ökad molnighet, som i sin tur skulle verka avkylande. Vidare kan det vara svårt att bedöma den kombinerade effekten av ökad mängd fasta partiklar och koldioxid i atmos— fären.

Meningarna går isär om hur stor roll människan spelar för den globala partikelbelastningen som lufthavet uppvisar idag. Uppskattningarna av den nuvarande mänskliga produktionen av stoft som tillförs lufthavet är från några till ca 50 % av den naturliga. I partikelbelastningen för de övre luftlagren ingår även vissa sulfater och mindre partiklar som bildas av svavel härrörande från bl a fossila bränslen. Den förhärskande uppfatt— ningen f n är att tillförseln till atmosfären av fasta partiklar genom människors förbränning av fossila bränslen tills vidare är för liten för att ha något avgörande inflytande på klimatet. Partiklarnas totala roll är en försämrad värme— balans med rymden och en därigenom lägre medel— temperatur för jorden.

Under de senaste åren har möjliga förändringar av ozonskiktet på 20-40 km höjd kommit i blick- punkten p g a farhågorna att mänsklig verksamhet kan tänkas påverka de fotokemiska reaktionerna på dessa höjder. Förekomsten av ozon i strato— sfären är av fundamental betydelse för tempera— turförhållandena genom absorption av ultraviolett strålning, varigenom denna för varje slag av liv skadliga strålning endast till en ringa del når jordytan. Det torde vara klarlagt att såväl ut— släppen av kväveoxider från överljudsplan på 17-20 km höjd som användningen av klor—metangaser skulle kunna minska mängden av ozon i stratosfä— ren. Kväveoxiderna utgör de viktigaste katalysa— torerna vid reaktionsförloppen. Betydelsen av kväveoxidutsläppen på lägre höjd p g a bl a för— bränning av fossila bränslen är oklar.

3.0.6 MILJÖEFFEKTER AV ALTERNATIVA "FOSSILA" ENERGIRÅVAROR

Naturgas anses vara en ren energikälla men vissa miljövårdsproblem finns. Vid förbränning emitte— ras relativt stora mängder kväveoxider, ca 25 X av ekvivalent mängd olja. Vidare finns risker i samband med transport och lagring. Rörledningar som dras ovan jord ger även en påverkan på land— skapsbilden.

Torvtillgångar finns i Sverige och är ett aktuellt bränsle. Påverkan på miljön erhålles emellertid vid utnyttjande. Myr— och torvmarker tillhör våra icke förnyelsebara naturtillgångar med en årlig tillväxt av högst 1 mm per år på gynnsamma plat— ser. Myrarna utgör mångskiftande ekosystem med en historia som kan avläsas i torvlagerföljderna. Myrarna har också betydelse för hydrologin både lokalt och regionalt. Exploatering av större myr— områden åstadkommer vanligen en betydande sänk— ning av grundvattenytan även inom angränsande om— råden, vilket kan leda till förändring av vege— tation och djurliv. Myrarna är väsentliga ele— ment i landskapet, lokalt dominerande över stora

vidder, i andra fall bidragande till att skapa omväxling i landskapet. Man kan sammanfattningsvis säga att torvmarken är en naturresurs på vilka ett flertal olika intressenter ställer sina an- språk. De viktigaste intressenterna är täkt för energiändamål, skogsbruk, kulturell och vetenskap— lig naturvård inkl miljöövervakning, jakt och viltvård samt rekreation och friluftsliv.

Även vid förbränning av torv uppstår miljövårds— problem genom utsläpp av polyaromatiska kolväten och metaller. Mängderna är av samma storleksord- ning som vid kolförbränning.

Energiskogar kommer otvivelaktigt att lokalt kraf- tigt påverka fauna och flora. Ett vedkraftverk på 100 MWel fordrar omkring en 200 km2 stor ener— giodling. Underlag saknas för att kunna göra säk— ra bedömningar av utsläpp av kväve och fosfor till yt- och grundvatten p g a den gödsling som erford— ras men uppenbara risker finns för betydande ef- fekter av dylika utsläpp. Utsläpp av polyaroma— tiska kolväten är hög vid vedeldning, betydligt större än med olja räknat per energienhet.

Oljeskiffrar finns i Sverige i Västergötland, Ös— tergötland, på Öland och i Närke. Vid utvinning av fossila bränslen kommer sannolikt metaller som aluminium, molybden, vanadin och uran att utvin— nas. Miljövårdsproblem kommer att uppstå vid en eventuell exploatering. Vittringen i skiffern un— der brytningen ger vattenföroreningar i form av närsalter och metaller och restprodukterna kan ge en diffus spridning av föroreningar till grund— vattnet. Vissa luftvårdsproblem som utsläpp av svavelföreningar, illaluktande substanser och stoft kan även förväntas. Naturvårdsproblemen mås- te bedömas som svåra med relativt stora ingrepp vid en större produktion. Även om förändringarna i landskapet kan göras små med hjälp av återfyll— ning, revegetering o d kvarstår ingreppet under brytningstiden. Förändringar i grundvattenbilden kan också tänkas bli så stora att detta minskar vattentillgången inom stora arealer runt bryt— ningsområdet, vilket på sikt kan innebära att 'vissa naturtyper slås ut.

3 . 0 . 7 MILJÖEFFEKTER — EFTER 1990

I avsnitt 2 har framhållits att den tekniska ut— vecklingen kan medföra mindre utsläpp vid använd— ning av fossila bränslen, bl & har förbränning i fluidiserad bädd och kolförgasning nämnts. Någon utvärdering av effekterna i miljön har inte gjorts för dessa alternativ. Allmänt kan dock sägas att den nya tekniken (framförallt kolförgasning) kom— mer att ge utsläppsnivåer som har förutsättningar att kunna accepteras ur miljöeffektsynpunkt.

3.1. FÖRSURNING AV MARK OCH VATTENDRAG

3.1.1. INTRODUKTION

För att belysa effekterna av utsläpp av svavelför— oreningar genom försurning av mark och vattendrag har två delrapporter utarbetats. Den ena rapporten har sammanställts av Nils Malmer vid Lunds Univer— sitet med titeln "Effekter på mark och vatten genom nedfall av svavelföreningar vid olika kraftproduk— tionsalternativ" (avsnitt 3.1.2). Den andra rapporten har sammanställts av William Dickson och Wilhelm Dietrichson vid naturvårdsverkets forskningsavdel— ning med titeln "Effekter i vatten p g a nedfall av svavelföreningar vid olika kraftproduktionsalter— nativ" (avsnitt 3.1.3)

3.1.2. EFFEKTER PÅ MARK OCH VATTEN GENOM NED— FALL AV SVAVELFÖRENINGAR VID OLIKA KRAFTPRODUKTIONSALTERNATIV

3.1.2.l Uppdraget

I skrivelse 1976—11—19 har Statens Naturvårdsverk med anledning av den pågående utredningen rörande hälso— och miljöeffekter vid olika elkraftproduk— tionsalternativ begärt en delutredning rörande vilka regionala effekter nedfall av svavelföroreningar kan väntas få på mark och därmed också indirekt på skogs— produktionen. Med hänsyn till luftföroreningarnas övergripande natur kommer här även att ges synpunk— ter på dels de direkta effekterna på vegetationen, dels effekterna i sjöar och vattendrag.

Uppdraget innebär i princip att belysa svavelföro— reningarnas förväntade miljöeffekt 1985 vid en år— lig elproduktion om 150—160 TWh enligt sex Olika alternativ. Vissa av alternativen (A) innebär att ca 40 % av denna elkraft framställes via kärnkraft, andra (B) innebär en kraftig utbyggnad av den fossil- bränslebaserade elkraftproduktionen. I sistnämnda fall skall två lokaliseringsalternativ studeras, nämligen ett (Bl) med en i stort sett likformig fördelning längs Sydsveriges kust och ett (BZ) med koncentration till ostkusten. I samliga alter— nativ skall belysas effekterna dels under förut— sättningen att de utländska emissionerna av svavel— föreningar minskar med 25 %, dels att de ökar med

25 Z. 1 förutsättningarna för samtliga alternativ ingår också en väsentlig begränsning av svavelhal— ten i all den olja, som förbränns inom landet.

Trots att det inte begärts och därför visst önsk- värt underlagsmaterial saknas, kommer också över— siktligt att belysas vad som skulle bli effekter— na på miljön av alternativen A och B om de utländs— ka emissionerna förblev på en i stort sett oför- ändrad nivå.

3.l.2.2 Underlag för bedömningarna 3.1.2.2.1 Depositionsförhållanden

Tillgängligt material:

De beräkningar av depositionsförhållandena, som utgör underlag för dessa bedömningar utgöres av ett antal konceptkartor redovisade 1976—11—12 av Ulf Högström, Uppsala. Viss komplettering har skett 1977—02—04. Dessa kartor visar våt— och torrdepo— sition var för sig dels i nuläget genom medelvär— den för åren 1971 och 1972, dels det troliga sva— velnedfallet 1985 enligt vart och ett av alterna— tiven som angivits under punkt 3.1.2.l. Värdena är korrigerade för "sea spray". Denna del av deposi— tionen synes dock endast influera nedfallet längs västkusten, huvudsakligen i N, 0 Och (delvis) P län.

Som underlag för de fortsatta ställningstagandena har med utgångspunkt från det erhållna kartmate- rialet framställts nya kartor, som redovisar den totala depositionen (torr + våt) dels den aktuella för l97l/72, dels den enligt de olika alternativen för 1985 beräknade. Ur detta material har sedan beräknats den relativa förändringen inom olika om— råden av den totala depositionen 1985 i förhållan— de till l97l/72. Därigenom elimineras vissa av de osäkerhetsmoment, som ligger i dessa nedfallsbe— räkningar.

Problem vid bedömningen av depositionsförhållan— dena:

För att mera exakt kunna bedöma miljöeffekterna av svaveldepositionen är det en brist att det sak— nas något säkert värde på vad som skulle kunna an— ses vara den "naturliga" depositionen, d v 3 den atmosfäriska svaveldepositionens storlek innan den nuvarande föroreningssituationen inträdde. Denna brist tillsammans med osäkerheten i depositions- beräkningarna gör att flertalet bedömningar av effekterna på miljön bör göras i relativa termer.

Tidigare har jag hävdat att det sedan 1930-talet har inträffat minst en fördubbling av svaveltill— förseln (SNV PM 402, p 82). Sannolikt var emeller—

tid också en del av den dåtida depositionen av ant— ropogent ursprung. Det mera teorestiskt framräknade "excess sulphur", som ofta anges som ett mått på det antropogena svavlet och utgör ca 80 % av den totala nuvarande depositionen borde därför snarast kanske betraktas som ett maximivärde (l.c.)

Högström har emellertid samtidigt i sina beräk— ningar inför denna utredning ansett att den natur— liga bakgrundsdepositionen kunde anses försumbar jämfört med den antropogena.

Hela bearbetningen har skett med sikte på en regio— nal skala. I kartmaterialet har en beräkningspunkt i trakten av Älmhult (G län) vad avser den nuvarande svaveldepositionen starkt influerats av utsläppen från Karlshamnsverket. Vid min bearbetning har jag därför ej alltid tagit hänsyn till dess Värden. Samtidigt visar detta hur starkt lokala utsläpp kan påverka den regionala nedfallsbilden.

Ur försurningssynpunkt, speciellt ifråga om mark, spelar jämte svavelföreningar också oorganiska kväveföreningar (typ NOX och NH ) en icke försum— bar roll. De utgör en tillkommande faktor, som det inte har närmare redovisats om den påverkas av de olika alternativen för elkraftproduktion. Uppenbar— ligen gör de emellertid detta, men deras eventuella roll kan följaktligen inte beaktas i fortsättningen.

Till svaveloxidernas miljöinflytande hör också deras effekter genom direkt påverkan på vegetationen. Nor— malt räknar man i sådana fall med att det blir frågan om övervägande lokala effekter kring själva emissions— källan, eftersom det fordras förhållandevis höga koncentrationer i luften innan några direkta, syn— liga yttre skador kan observeras. Påtagliga till— växtreduktioner på skogsträd har emellertid påvi— sats vid månadsmedelvärden för svaveldioxidkonc n— trationer i luft av storleksordningen 5—10 pg/m , främst beroende på att det då under enstaka kort— variga perioder (timmar) uppenbarligen föreko mer koncentrationer av storleksordningen 100 pg/m , vilka har visats ge upphov till produktionsmed— sättningar under rätt långa perioder. Eftersom uppgifter om beräknade luftkoncentrationer ej redo— visats, har risken för vegetationsskador av detta slag inte kunnat beaktas här. De kan emellertid inte uteslutas, speciellt i områdena närmast kring anläggningarna och bör följaktligen utredas närmare.

3.1.2.2 Känsligheten för belastningsökningar hos olika system

Sjöar och vattendrag:

Sjöars och vattendrags förmåga att motstå en be— lastning av försurande ämnen beror ytterst helt på deras buffringsförmåga, d v s främst halten av vätekarbonatjoner totalt och relativt. Denna sam- manhänger sedan i sin tur dels med nederbördSOm- rådets berg— och jordarter, dels med det relativa inflytandet av luftburna ämnen på vattnets kemis— ka karaktär. Tidsförloppet ifråga om försurningen av en sjö är dessutom beroende på vattenomsätt— ningen i sjöar och dess nederbördsområde liksom i viss mån av nederbördsområdets geologiska karak— tär.

I SNV PM 676 föreligger en karta (figur 3z2) över områden där det övervägande antalet sjöar är för- surningskänsliga och sådana där flertalet sjöar ej torde vara försurningskänsliga. Jämför figur 3.1:1. För Kronobergs län, som i sin helhet repre— senterar ett område med försurningskänsliga sjöar, har jag samtidigt konstaterat (SNV PM 676, p 127) att ca 90 Z av sjöarna (omfattande 75—80 % av den totala sjöarealen):

"i dag har en sådan känslighet att de i varje fall på sikt måste anses vara direkt hotade av en för— surning vid den nuvarande eller en obetydlig ökad föroreningsbelastning. Bedömningen av känslighe— ten baseras i detta fall på kravet att pH—förhål— landena genom en tillräcklig buffertkapacitet skall vara så stabila, att även tillfälliga belast— ningsökningar, betingade exempelvis av onormala väderleksförhållanden etc, inte skall vålla några ekologiska förändringar eller skador på fisket”.

Resultaten av en inventering 1971 visade att AO Z av samtliga länets sjöar >0,2 km2 (omfattande 20 Z av sjöarealen) med ledning av pH—värdet som— martid i pelagialt ytvatten sannolikt måste be— traktas som försurade. En partiell inventering sommaren 1975 tydde på att försurningen då hade gripit omkring sig ytterligare. Detta bekräftar vad man teoretiskt kan vänta sig, nämligen att försurningen av sjöarna kommer att ytterligare gripa omkring sig även med en i stort sett oför- ändrad föroreningsbelastning.

Det finns anledning anta att såväl graden av käns— lighet som omfattningen av försurningen hos sjöar— na i stort sett är densamma i samtliga de områden i Sydsverige, som karakteriseras av känsliga sjö- typer. Resultat redovisade från SNV (t ex SNV publ l974zll) pekar dessutom mot att den aktuella försurningens omfattning inom vissa områden sanno—

likt är större än i Kronobergs län exempelvis Göteborgs och Bohus län samt Älvsborgs län, medan andra hitintills inte så hårt belastade kanske inte drabbats i lika hög grad.

Mark och skogsproduktion: De senaste årens forskningsresultat har gett allt klarare experimentella och andra belägg för att en försurad nederbörd i likhet med varje annan ändring i nederbördens kemiska karaktär påverkar markför— hållandena både i kemiskt och biologiskt avseende. Sammanfattningar av forskningsresultaten finns i två artiklar av Malmer resp Tamm (Ambio 5:231—238, 1976). Frågan är närmast hur snabbt och med vilken intensitet markförändringarna kan väntas uppträda.

Det är inte möjligt att ange dessa markförändringars återverkan på skogsproduktionen exaktare än vad Jonsson & Sundberg (1972) gjorde i samband med för— arbetena till den svenska rapporten till FN:s mil— jövårdskonferens 1972. Där anföres bl a (op.c, p.37):

"acidification cannot be excluded as a possible cause of the poorer growth development, but may be suspected to have had an unfavourable effect on growth within the more susceptible regions"... "...the average annual reduction...for the more susceptible regions in relation to less susceptible ... values 0.3 and 0.6 per cent have been proposed, in an example, as a reasonable approximation".

För min egen del har jag menat (SNV PM 403, p 114) att en ytterligare fördjupning av dessa undersök— ningar är önskvärd, något som dock ännu ej kommit till stånd. Vidare har jag med tanke såväl på att den stora ökningen av svaveldepositionen till vä— sentlig del skett först under 1960—talet som på den höghet varmed skogsekosystemen torde reagera på ett ändrat nederbördskemiskt klimat framhållit att mera omfattande återverkningar på skogsproduktionen torde komma att registreras först från mitten av 1970—talet. Vissa systemanalytiska undersökningar nyligen utförda inom skogsprojektet "Barrskogs— landskapets ekologi" synes också i viss mån stödja ett sådant antagande.

Av särskild betydelse i detta fall är frågan om olika marktypers känslighet ur försurningssyn— punkt. Uppenbart är att jordar med en hög lerhalt eller en hög halt av organiska kolloider är mer motståndskraftiga mot en försurning och de andra negativa effekter ur produktionssynpunkt, som en sur nederbörd kan väntas medföra. En hög kalkhalt bidrar givetvis också, åtminstone till en början, att begränsa verkningarna.

Speciellt känsliga ur försurningssynpunkt torde i första hand vara områden med kalkfattiga, lätta och genomsläppliga jordarter eller steniga och grusiga jordar samt områden med grunt jordtäcke och riklig förekomst av hällmarker. De relativa utlakningsförlusterna vid en försurning är störst i jordar med låg basmättnadsgrad, d v s podsoler med sur reaktion. Samtidigt kan pH—ändringen, inte minst på grund av att pH är en expontiell funktion, bli relativt liten. I absoluta tal, däremot, är ut— lakningsförlusterna och sannolikt också pH—änd— ringarna störst i sådana jordmånstyper - ofta med låg buffertkapacitet —, som visar en svag brunjords— karaktär och är intermediära mellan podsol och brun— jord. skogsproduktionen per ytenhet räknat är tack vare marktillståndet i allmänhet högre i det sist- nämnda fallet. Det lan därför också tänkas att en eventuell återverkan på skogsproduktionen, absolut sett, skulle vara störst i detta fall. Detta inne— bär emellertid inte att en eventuell återverkan, relativt sett, också är störst.

Det kommer att framgå av den fortsatta framställ— ningen, att dessa frågor rörande markens relativa känslighet i denna speciella "storregionala" utred— ning förefaller att vara av underordnad betydelse jämfört med frågan om storleken av de arealer, som kan väntas bli påverkade enligt de olika alterna— tiven. Den torde däremot vara av större betydelse då det gäller att mera i detalj bestämma lokali-

seringen.

Här har enbart beaktats förhållandena på skogsmark. På åkermark har på sedvanligt sätt ansetts att eventuella negativa verkningar av en sur nederbörd kan kompenseras på ett eller annat sätt. Sådana åtgärder är mycket svårare att vidta på skogsmark och har dessutom ur skilda ekologiska synpunkter bedömts som negativa. Direkteffekter på jordbruks— grödor, som i detta sammanhang kan anses ha ungefär samma känslighet som skogsträd, kan ej belysas här eftersom uppgifter om uppkommande lufthalter saknas.

3.1.2.3 Effekter

Depositionsbilden för svavel kommer i hög grad att bestämmas av utvecklingen av de utländska emissio— nerna. Till följd därav har i första hand de tre utbyggnadsalternativen behandlats dels under förut— sättning av att de utländska emissionerna reduceras med 25 Z, dels att de ökas med 25 %. Avslutningsvis ges vissa synpunkter på vad som kan väntas om de ut- ländska emissionerna förblir i stort sett oföränd—

rade.

3.1.2.3.1 Utländska emissioner minskar med 25 %

Svenskt utbyggnadsalternativ A:

Deposition. En väsentlig minskning av den totala svaveldepositionen kommer att ske i större delen av Sverige med mer än 25 X av den nuvarande (figur 3.2:1). Detta skulle innebära en betydande sänkning av den nuvarande föroreningsnivån beträffande svavel— oxider. Nederbördens pH—värde skulle också öka jäm— fört med nuläget. Fortfarande skulle det dock före— ligga en ändring i det nederbördskemiska klimatet jämfört med de naturliga förhållandena.

Sjöar och vattendrag. Den minskade svaveldeposi—

tionen borde innebära att riskerna för en fortsatt ökning av försurningen av sjöar och vattendrag i Sverige eliminerades. Inom de redan försurnings— drabbade områdena i Göta— och Svealand samt i SV Norrland borde man också kunna vänta sig en succes— siv utveckling mot mera normala pH—värden i många av de försurade vattnen. En förhöjd instabilitet i pH—värdena kommer dock under alla omständigheter att kvarstå. Så småningom kommer sannolikt också den ekologiska balansen i flertalet sjöar och vatten— drag att återställas, eftersom försurningsperioden ännu så länge i de flesta fall varit av relativt kort varaktighet.

Mark och skogsproduktion. Minskningen av förore— ningsnivan bör innebära en väsentligt mindre risk för en framtida, mera omfattande eller ur produk— tionssynpunkt mera allvarlig regional påverkan på markförhållandena. De markförändringar som even— tuellt redan inträffat torde däremot kvarstå för framtiden.

Svenska utbyggnadsalternativ Bl och BZ:

Deposition. Jämfört med utbyggnadsalternativ A innebär alternativen Bl och BZ en väsentligt högre deposition i Götaland och östra Svealand medan för- hållandena i västra Svealand och Norrland inte kommer att påverkas i lika hög grad (figur 3.1:3 och 3.1:4).Enligt båda B—alternativen skulle dock depositionen i större delen av Syd- och Mellan— sverige komma att ligga under den nuvarande. En stor del av det "föroreningsutrymme" jämfört med nuläget, som minskningen av de utländska emissionerna ger, utnyttjas emellertid för att öka de inhemska utsläppen.

Sjöar och vattendrag. Eftersom dessa utbyggnads— alternativ jämfört med alternativ A inte ger upp— hov till någon väsentligt ökad deposition i Norr— land och västra Svealand kommer utvecklingen inom dessa områden att bli densamma som redovisats för detta. För västra Svealand, där försurning av sjöarna rapporterats, och de är känsliga över sto— ra områden, bör även dessa alternativ leda till klara förbättringar ur försurningssynpunkt.

För övriga Sydsveriges vidkommande torde inom känsliga områden de nuvarande allmänna utveck— lingstendenserna ifråga om försurningen i stort sett bibehållas. Denna bedömning har gjorts med hänsyn till buffertkapacitetens speciella roll i försurningsförloppet. Sannolikt kommer den dock att gå långsammare och kanske inte heller att drabba riktigt så många sjöar. Det slutliga pH— värdet kommer sannolikt också att vara något hög— re än man kan vänta med nuvarande föroreningsnivå.

Mark och skogsproduktion. Också ifråga om mark— förhallandena och därmed skogsproduktionen kommer den jämfört med nuläget positiva utvecklingen som angetts för alternativ A att gälla för Norrland och västra Svealand. För Sydsverige och Mellan— sverige i övrigt är däremot utvecklingen beträf— fande markförhållandena och skogsproduktionen mera osäkra. Under alla omständigheter kommer dock för— loppet att bli långsammare. De eventuella effek- terna på de minst känsliga men ändå inte helt mot— ståndskraftiga markerna kommer antingen att ute— bli eller åtminstone bli väsentligt mindre. Det bör dock påpekas att skogsmarken i Sydsverige genomsnittligt sett är avsevärt produktivare än i Nordsverige. Även en begränsad, relativ reduktion av tillväxten eller tillväxtökningen kan därför komma att betyda jämförelsevis mycket omräknat i absoluta tal.

3.1.2.3.2 Utländska emissioner ökar med 25 %

Svenskt utbyggnadsalternativ A:

Deposition. Jämfört med nuläget innebär detta al- ternativ en avsevärd ökad deposition dels i Göta— land och östligaste Svealand, dels inom ett vid— sträckt område från Dalsland över Värmland och västra Dalarna upp till Härjedalen och Jämtland (figur 3.125). Förhållandena blir i stort sett oförändrade i övriga Svealand samt i Norrland där dessutom trots de ökade utländska emissionerna minskningen av de inhemska kommer att resultera i en viss minskad deposition i en zon längs kus— ten.

Sjöar och vattendrag. Depositionsökningen kommer i

stort sett enbart att träffa områden, där sjöarna är känsliga ur försurningssynpunkt och en försur— ning av betydande omfattning har redan inträffat. Detta innebär att enligt detta alternativ den på— gående utvecklingen mot försämrade pH-förhållanden såväl i Sydsverige som i Svealand och angränsande delar av sydvästra Norrland kommer att gå betydligt snabbare än hitintills. En Viss ytterligare sänkning av pH—värdena kan också komma att ske. Däremot kommer knappast ytterligare sjöar att drabbas. Ökningen av depositionen från utländska källor gör att förhållan- dena längs Norrlandskusten inte kommer att förändras nämnvärt jämfört med nuläget.

Mark och skogsproduktion. Det är uppenbart att en ökad föroreningsbelastning av denna storleksordning också innebär en väsentligt ökad sannolikhet för en negativ påverkan på markförhållanden. Denna på— verkan kommer dessutom att bli starkare och ske snabbare än eljest liksom att återverkan på skogs— produktionen blir större jämfört med vad som kan förutses med utgångspunkt från förhållandena 1971/72.

Oavsett hur man bedömer markens känslighet finns stora arealer skogsproduktiv mark inom de områden, som drabbas av en ökad svaveldeposition. Utgår man från ett starkt podsolerade jordar är känsligast skulle det framförallt vara områden med övervägan— de lågproduktiv skogsmark i övre Dalarna och Härje— dalen samt spridda områden i Sydsverige, där skogs— produktionen skulle drabbas. Är det däremot brun— jordsartade marktyper, som ur skogsproduktionens synpunkt skall anses som känsligast, kommer skade— verkningarna att främst ske i Sydsverige, men i så fall också på relativt högproduktiv mark. Minsk— ningen av svavelföroreningarna i luften och av de— positionen längs Norrlandskusten bör åtminstone

ha någon positiv effekt på skogsproduktionen jämfört med nuläget, dock huvudsakligen i närheten av de stora punktutsläpp, som finns där.

Svenska utbyggnadsalternativ Bl och BZ:

Deposition. Dessa utbyggnadsalternativ i kombination med en ökning av de utländska emissionerna resul— terar jämfört med nuvarande förhållanden i avse— värda depositionsökningar i stort sett inom samma områden som vid utbyggnadsalternativ A (figur 3.1:6 och 3.1:7) Den blir betydligt större än enligt alternativ A i Götaland och Svealand, där den här och var under vissa omständigheter kan komma att öka med närmare 40 Z. Den kommer att skilja något mellan alternativen Bl resp BZ. Förhållandena i övriga delar av landet blir i stort sett desamma

som enligt alternativ A, d v 3 en i stort sett oförändrad deposition jämfört med nuläget utom i SV Norrland.

Sjöar och vattendrag. Liksom i alternativ A träffar depositionsökningen främst områden med känsliga sjöar och vattendrag där dessutom redan en försur— ning av betydande omfattning redan inträffat. Den pagaende utvecklingen mot lägre pH—värden inom des— sa områden kommer därför att gå betydligt snabbare både än den för närvarande gör och den skulle göra enligt alternativ A. Den kommer såväl i Sydsverige som i västra Svealand och SV Norrland att träffa ett ökat antal sjöar och vattendrag jämfört med ti— digare behandlade alternativ. I åtskilliga av dessa kommer pH—värdet förmodligen att sänkas väsentligt utöver vad som kan Väntas vid den nuvarande föro— reningsbelastningen. Speciellt gäller detta Göta— lands urbergsområden.

Mark och vegetation. En deposition av svavelföro— reningar i den omfattning, som särskilt i Sydsve— rige skulle komma att ske enligt dessa alternativ, medför med all sannolikhet en påverkan på markför- hållandena av sådan storlek att den relativt snabbt kommer att återverka på skogsproduktionen över be— tydande arealer antingen genom en absolut tillväxt— minskning eller åtminstone en utebliven eller för— sämrad tillväxtökning. Det torde därvid vara av sekundärt intresse om det är en mindre areal rela— tivt högproduktiv skogsmark eller en större rela- tivt lågproduktiv areal, som drabbas först eller starkast.

Jämfört med föregående alternativ kvarstår längs Norrlandskusten givetvis utsikterna till åtmin— stone lokala effekter beträffande skogsproduk— tionen.

3.l.2.3.3 Alternativ El och BZ vid oförändrade utländska emissioner

Depositionen. Beräkningar rörande depositionens storlek i detta fall föreligger inte. Det före— faller dock uppenbart att den väsentliga deposi— tionsökningen jämfört med läget l97l/72 i detta fall skulle ske i Sydsverige upp till en linje Bohuslän — Gästrikland. En viss ökning torde också komma att ske i övriga Svealand. I Norrland skulle förhållandena förbättras, speciellt längs kusten. I Sydsverige skulle depositionen skilja mellan alternativen Bl och BZ ungefär på samma sätt som vid ökade eller minskade utländska emissioner.

Sjöar och vattendrag. Den ökade depositionen i Sydsverige skulle i stor utsträckning komma att drabba områden med sjöar och vattendrag känsliga

ur försurningssynpunkt. De tillförda mängderna sva— velföroreningar kommer uppenbarligen att vara så stora att de kommer att ge upphov till ytterligare försurning avsevärt snabbare än vid den nuvarande föroreningsnivån. Försurningen torde också komma att drabba något fler sjöar och vattendrag än vad den nuvarande föroreningsnivån ger anledning att räkna med.

Markförhållanden och skogsproduktion. Marktyper, Vilka kan befaras vara känsliga för en försurning, har en vidsträckt utbredning inom de områden, som skulle komma att bli utsatta för den ökade svavel— depositionen. Depositionens storlek kommer att vara sådan att markens produktionsförmåga i dessa fall kan påverkas i negativ riktning och därmed också resultera i en skogstillväxt lägre än vad som eljest skulle ha erhållits.

3.1.2.3.4 Jämförelser mellan alternativen Bl och BZ

Depositionen. Oavsett förändringarna i de utländska emissionerna kommer alternativ Bl att jämfört med alternativ BZ leda till en högre deposition i SV Götaland (södra Halland, SV Småland, Skåne, (se figur 3.1:8 och 3.1:9) Alternativ BZ skulle å andra sidan på samma sätt leda till en högre deposition

i en i stort sett sammanhängande zon längs Ostkus— ten från Blekinge upp till Gästrikland. Denna areal förefaller bli större än enligt alternativ Bl.

Inom resp drabbat område blir depositionsökningen relativt sett större enligt alternativ BZ. Detta torde dock delvis sammanhänga med att Västkusten i nuläget är mer föroreningsbelastad än ostkusten. Det bör samtidigt påpekas att det endast är rela— tivt små områden där skillnaderna i depositionens storlek mellan de båda alternativen överstiger 10%. Det kan därför ifrågasättas om de båda alternativen ifråga om miljöeffekter vad avser försurningspro— blemen skiljer sig särskilt mycket från varandra. Skillnaderna mellan de båda alternativen ökar om de utländska emissionerna blir mindre.

Sjöar och vattendrag. Den totala sjöareal, som drabbas av en extra förorening genom svaveltill— försel, synes störst enligt alternativ BZ. Å andra sidan torde sjöarna inom vissa delar av det område, som speciellt drabbas enligt alternativ Bl genom— snittligt sett vara något känsligare ur försur— ningssynpunkt. Lokaliseringspunkterna är också alltför schematiskt angivna för att kunna ange en exakt uppgift på eventuella skillnader beträffande skadornas omfattning mellan de båda alternativen uttryckta exempelvis i antal sjöar eller drabbad areal sjöyta. Kompletterande inventeringar måste ske före ett mera preciserat lokaliseringsbeslut.

Mark och vegetation. Det blir enligt alternativ BZ störst areal produktiv skogsmark, som får en extra föroreningsbelastning. Inom det område, som drabbas speciellt enligt alternativ Bl, är ett moräntäcke av normal karaktär den helt domineran— de skogsmarken. Enligt alternativ BZ drabbas skogs— områden med mera växlande jordartsförhållanden. Sålunda finns rikligt både av hällmarksområden med tunt jordtäcke och av svallande moräner. Sam— tidigt finns också rikligt med lerrika eller eljest finjordrika områden i dalstråk etc. Inom vissa delar är kalkhalten påtagligt förhöjd. Även om sådana områden i betydande utsträckning utnytt— jas för jordbruksändamål finns bland dem också åtskillig produktiv skogsmark. Brunjordar har en betydande utbredning även om podsoler också här är vanligast. Utan en bättre kunskap om de direkta sambanden mellan markförhållandena och nedsättningen i skogsproduktion genom en markför— surning, är det svårt att säga något definitivt om eventuella skillnader mellan de båda alterna- tiven i effekter på denna.

3.1.2.4 Sammanfattning

En ökad elkraftproduktion genom fossilbränsleel- dade kraftverk enligt ettdera av de föreslagna alternativen El och BZ kommer att medföra en be- tydande svaveldeposition i Götaland och delar av Svealand. I betydande utsträckning kommer depo— sitionen att ske inom områden karakteriserade av ur försurningssynpunkt känsliga sjöar och vatten- drag. Likaså finns vidsträckta områden, där skogs- marken får anses känslig ur försurningssynpunkt.

Trots att förslagen förutsätter långtgående tek— niska åtgärder för att minska svavelutsläppen till atmosfären kommer enligt båda B—alternativen svaveldepositionen att öka i Götaland och stora delar av Svealand jämfört med nuvarande förhål— landen, för så vitt inte en avsevärd sänkning av de utländska utsläppen samtidigt kommer till stånd. Helt uppenbart är att en ökning av den nuvarande depositionen inom ur försurningssynpunkt känsliga områden skulle innebära en betydande ytterligare försämring av sjöarnas tillstånd. Den ökade för— surningen kan på grund av sin omfattning rimligen ej motverkas genom kalkning etc. Markförhållande— na inom avsevärda delar av det influerade området är också sådana att en depositionsökning åtmins— tone på sikt kan väntas få negativa konsekvenser ur skogsproduktionssynpunkt antingen genom helt eller delvis utebliven tillväxtökning eller en direkt tillväxtminskning.

Skillnaderna mellan lokaliseringsalternativen Bl och BZ förefaller att vara små vad avser miljö- effekterna ur försurningssynpunkt.

('N | x XX [NN—_; ”& X X ,.. i ( & I, ) & X , S 1 I ' X ' x

Figur 3.1:1 sjöarnas försurnings— känslighet i Sverige. Streckat = områden med försurningshotade sjöar; prickat = områden där flertalet sjöar ej torde vara försurningskänsliga (från Mal— mer, SNV PM 676 p 52)

650/o

i/)Figur 3.1:2 Utbyggnadsalternati A, total beräknad deposition av svavel 1985 i % av den nuvarand om bidraget från utländska käll minskar med 25 Z.

(X X 4) * fxxx, kex ( . ! X,

I" ( J ,

|

[ 75GQ )

/ ' l .” ' ) / K / i" ) / i ' , . ( l ) X , _ X X X !; ll (NW I

Figur 3.1:3 Utbyggnadsalternativ

Bl, total beräknad deposition av svavel 1985 i % av den nuvarande om bidraget från utländska källor minskar med 25 Z.

) x ( X x (, x xx./l x & , & fi ) N' [ /:, '='/u . il :l "X X 3 K ) X X x XW /l' /

Figur 3.1:4 Utbyggnadsalternativ

BZ, total beräknad deposition av svavel 1985 i % av deanuvarande om bidraget från utländska källor minskar med 25 %.

( X & ,] X "xx ; x x '. & D ) Xr, f(J / '( ' 'x ( y _ , 550/. l ; >/ / iCå”. /” / ,: > ./ ' ( ," X __, ( x I NW

Figur 3.1:5 Utbyggnadsalternativ A, total beräknad deposition av svavel 1985 i % av den nuvarande om bidraget från utländska källor ökar med 25 %.

, ,) if/ Figur 3.1:6 Utbyggnadsalternativ Bl, total beräknad deposition av svavel 1985 i % av den nuvarande

om bidraget från utländska källor ökar med 25 %.

Figur 3.1:7 Utbyggnadsalternativ BZ, total beräknad deposition av svavel 1985 i % av den nuvarande

om bidraget från utländska källor ökar med 25 Z.

/ & rt_ % & c xi W fo' &) r ', i x ( ) ”& kx ,” ; ll/ ( , X (__—' X ) NN.)

Figur 3.1:8 Total beräknad deposi— o tion av svavel 1985 enligt alter— -5 nativ Bl i Z av den enligt alter— nativ BZ om bidraget från utländs— ka källor minskar med 25 Z.

SOLJ197T68 , x_ / x lr . . ”& x 7 n fx I X_ V ( / l / k. ( / l ), / ) // ) / ( (_) KX I I ! / I / ( X ) fxv/ / / / ( ) 1 > IOO'Io ! l X X ! ./ mines”.

98'l.

Figur 3.1:9 Total beräknad depo- sition av svavel 1985 enligt al— ternativ Bl i Z av den enligt alternativ BZ om bidraget från utländska källor ökar med 25 Z.

3.1.3. EFFEKTER I VATTEN P G A NEDFALL AV SVAVELFÖRENINGAR VID OLIKA KRAFTPRO— DUKTIONSALTERNATIV

3.1.3.l Utgångspunkter

N Malmer har i sin rapport, avsnitt 3.1.2, allmänt beskrivit de effekter som kan förväntas i vatten genom nedfall av svavelföroreningar vid olika kraft— produktionsalternativ. Den allmänna beskrivningen har i den följande redogörelsen därför delvis ute— lämnats. Redogörelsen omfattar istället till viss del kompletteringar till Malmers rapport. Försök har således gjorts att i görligaste mån kvantita— tivt uppskatta förändringar i sjöarna, särskilt i vissa försurningskänsliga delar av Sverige. Det skall dock först klart framhållas att underlags— material och kunskaper för denna typ av beräkningar idag är bristfälliga, särskilt eftersom vi ännu inte fått tillfälle att studera vad som händer i sjöarna när svavelbelastningen upphör att öka eller minskar. Eftersom kraftverksutbyggnaden inte låter vänta på sig tills vi har dessa kunskaper tvingas man att söka så förnuftiga svar som möjligt med ut— gångspunkt från diverse antaganden och med ansät— tande av varierande, sannolika förutsättningar.

3.1.3.2 Bedömningsunderlag

Bedömningarna har gjorts utifrån uppgifter sulfat— depositionen 1971/72 och 1985 framtagna av Ulf Hög— ström (se avsnitt 2.8.6), samt i främsta rummet resultat från naturvårdsverkets sjöinventering våren 1975.

Alkaliniteten i sjöarna, d v 3 den utan tvekan viktigaste grundfaktorn för sjöarnas buffertkapa— citet eller alternativt motståndskraft gentemot försurning, framgår av figur 3.1:12, vilken till största delen baserar sig på sjöinventeringen våren 1975.

Det bör påpekas att denna undersökning av Vissa skäl omfattade sjöar 210 ha, vilket ur försurnings— synpunkt gör att datamaterialet inte är fullt repre- sentativt för alla sjövatten. Under inflytande av en ständigt stegrad försurning av nederbörden torde de mindre sjöarna uppvisa längre gången försurning än vad det här utnyttjade grundmaterialet utvisar.

I resonemanget har sjöarna klassats som sura (i regel men ej alltid = försuradez) då alkalini— teten var noll våren 1975 vilket sammanfaller med pH under 5,5. Vidare har sjöarna klassats som "försurningskänsliga" då alkaliniteten var 0,01—0 09, "mindre försurningskänsliga" då alkali- niteten vår 0,10—0,49 och "icke försurningskäns— liga" då alkaliniteten var 0, 5 mekv/l eller mer.

Eftersom det är önskvärt att få fram differensen mellan de olika kraftproduktionsalternativen 1985 och eftersom skillnaderna i svaveldeposition vid de olika alternativen enligt Högströms uppgifter är störst i närområdena kring de föreslagna kraft— verken har dessa områden speciellt studerats.

Antalet sjöar (över 10 ha) med olika alkalinitet har grovt skattats inom en cirkel med en radie av 6—7 mil från ett tänkt kraftverksläge vid kusten inom de rutor förutsättningarna gett. En förflytt— ning av ett kraftverk några mil påverkar i vissa fall skattningarna men huvudskillnaderna kvarstår. Det totala antalet sjöar kan antas vara 3— 5 gånger fler än antalet över 10 ha.

Tabell 3.1:10 Antalet sjöar över 10 ha

Kraftverks— sura försur— mindre tot läge (alk=0) ningskän— eller sliga icke för— (alk 0—0,l) surnings— känsliga 1 norra Halland 200 100 100 400 2 södra Halland 100 150 50 300 3 sydvästra Skåne 0 0 50 50 4 östra Blekinge 100 200 150 450 5 nordöstra Små— land 50 150 300 500 6 norra Uppland 10 0 200 200

Av denna sammanställning framgår att i närområdena kring läge 3 (SV Skåne) och 6 (N Uppland) är sjöar— na relativt få och kan idag klassas som mindre el— ler icke försurningskänsliga. Sjöarna har t o m i regel en al'alinitet över 0, 5 mekv/l (jämför figur 3.1:12), och kan alltså anses icke försur— ningskänsliga. Inom övriga närområden finns rela— tivt många och ofta försurningskänsliga eller sura sjöar. Kring läge 2 (S Halland) och 5 (NO Småland) är sjöarna olika försurningskänsliga i norra och södra delen.

Vid en ökad syrabelastning direkt på en Sjöyta sjunker pH enligt en s—formad titrerkurva. I ett välbuffrat sjövatten (=hög alkalinitet) sjunker pH därvid långsammare än i ett svagt buffrat vatten (figur 3.1:13). Försurningen av sjöar kan sägas bero på en ökad syrabelastning. Syran till— förs emellertid inte direkt från atmosfären till sjön utan en större eller mindre del av neder— bördssytan neutraliseras av partiklar i atmosfä— ren och av marken i tillrinningsområdet innan den når sjön. Detta medför att pH sjunker relativt sett långsammare men fortfarande efter en lik— nande s—formad kurva. Ju mer buffrande förmåga tillrinningsområdet har desto långsammare sjunker pH. Vid en ökad syrabelastning på ett tillrinnings— område buffrar emellertid inte bara kolsyra—bikar— bonat—karbonat-systemet som mäts som alkalinitet utan även bl a aluminium varför pH inte sjunker lika snabbt vid pH—värden lägre än 5,5 som i figur 3.1:13.

För att få ett underlag för bedömningen av pH—för— ändringarna vid ökad eller minskad svaveldeposi— tion har data rörande sjöar i olika försurnings— känsliga områden i landet sorterats fram och för det materialet har sambandet mellan svavelbelast— ningen och pH i de mest försurningsdrabbade sjöar- na framtagits. Svaveldepositionen anger s k "ex— cess-sulphur" d v s svavel som härrör från havs— salter är ej medräknat (figur 3.1:14). Denna form för "svavelbelastning" har uträknats ur sulfat— och kloridhalten i sjövattnet och karakteristiska avrinningsuppgifter och uttryckts i gram svavel per kvadratmeter tillrinningsområde och år (g 8/ m2.år) för att få värden som kan jämföras med upp— gifter om svaveldepositionens storlek. I de ut— valda försurningskänsliga sjöarna kan man räkna med att vittrat svavel är av underordnad betydel— se. I figu 3.1:14 har en kurva (A) lagts in på fri hand. Denna används vid de utförda beräkningar- na. Genom att välja data från sjöar i de mest för— surningskänsliga områdena har den brantaste kur— van erhållits. Hade något mindre känsligare sjöar valts hade en något mindre brant kurva (t ex kur- va B) till höger om kurva A erhållits.

Jämförs de uträknade "nettobelastningarna" med de av Högström beräknade totaldepositionerna ("brut— tobelastningarna") visar det sig att de förra mestadels endast utgör SO—lOO Z av de senare. Me— delvärdet för de utförda jämförelsena 70 Z har utnyttjats vid bedömningarna. Förklaringen till de lägre värdena i sjöarna torde vara att en fastläggning eller reemission av svavel förekom— mer inom tillrinningsområdena. Till en viss del beror de lägre

värdena i sjöarna också på att sulfathalterna till skillnad från avrinningssiffrorna inte är genom— snittsvärden utan härrör från en vårsituation med mindre koncentrerat vatten. (Det bör påpekas att sjöinventeringen 1975 förlades just till våren för att pH då är lågt i samband med vårflödet samtidigt som våren är en känslig tid för de höstlekande fiskarterna eftersom rommen kläcks under snösmält— ningsperioden).

Vid bedömningen har sjöarnas pH—värden våren 1975 förutsatts vara en funktion av svaveldepositionen l97l/72. Detta betyder med andra ord att om svavel— depositionen skulle förbli vid l97l/72 års nivå skulle sjöarnas pH stabiliseras vid 1975 års för— hållanden. Vidare har en viss minskad svaveldepo— sition antagits ge samma pH—ändring som motsvaran— de ökning av svaveldepositionen gav. Beräkningar utförda med dessa båda antaganden som visar att sjöns pH—värde kommer att stiga kan visa något av maximala förbättringar.

Detta eftersom eventuella förbättringar knappast kan bli större än enligt dessa förutsättningar men däremot kanske mindre, nämligen om sjöarnas pH återspeglar en tidigare belastning än antaget eller om pH inte stiger lika mycket vid en deposi— tionsminskning som det sjunker vid en lika stor ökning. Hur snabbt och hur mycket en minskad sva— veldeposition förändrar en sjös pH-värden känner vi — som tidigare påpekats — emellertid inte till idag. Beräkningar utförda med de gjorda antagandena har dock bedömts kunna ge rimliga svar på hur stora förändringar man kan förvänta. Eventuella förbätt— ringar torde dock inte inträffa omedelbart utan med en viss fördröjning.

3.1.3.3 Bedömningar 3.1.3.3.1 Europas emission oförändrad

Alternativ 1985 A: Svaveldepositionen förväntas i detta alternativ — där en väsentlig nedtrappning av de inhemska sva— velutsläppen förutsatts — minska något i hela landet. Den tilltagande försurningen kan förhopp— ningsvis därför sluta tillta. I Visia områden för— väntas minskningen bli 0,2—0,3 gS/m .år. Utgående från kurva A i figur 3.1:14 och från att belast— ningsökningen på sjöarna är 70 Z av depositions- ökningen skulle detta ge en pH—ökning på upp till 0,3—0,5 pH—enheter i de känsligaste sjöarna. I andra försurade sjöar i dessa områden skulle ök— ningen bli mindre. Längs Norrlandskusten och i och kring Bergslagen finns åtminstone 500 sjöar

över 10 ha där förutsättningarna finns för att pH skall stiga med någon eller några tiondels pH—en— heter. I andra områden är minskningen mindre eller belastningen fortfarande så stor att förutsätt- ningarna för förbättringar är sämre.

Alternativ 1985 B: I alternativ Bl och BZ finns de största möjligheter till förbättringar i samma områden som i alt 1985 A. Någon märkbar pH—ökning är dock f ga trolig eftersom belastningsminskningen i dessa alternativ är mindre.

I områdena kring de föreslagna kraftverkslägena förväntas en ökad svaveldeposition. I alternativ. 1985 Bl är denna ökning beräknad till ca 0,1 g S/m2 år kring flertalet av de föreslagna kraftverken. (I alternativ 1985 A beräknades en lika stor minsk— ning). En sådan ökning kan i de mest pH—instabila sjöarna i pH-området 5,0—6,0 sänka pH—värdet med någon tiondels pH—enhet.

I alt 1985 BZ förväntas ökning bli ca 0,3 gS/m2.år kring kraftverksläge 5 (N0 Småland) och 6 (N Upp— land). I närområdet kring läge 6 torde inga eller ytterst få sjöar finnas som kan påverkas av en sådan depositionsökning. I närområdet kring läge 5 torde däremot nya sjöar komma att försuras, sär— skilt i sydvästra delen. Man kan beräkna att anta— let sura sjöar i detta område fördubblas. I gengäld finns förutsättningar i detta alternativ för en bromsning av försurningsutveckligen kring läge 2 (3 Halland).

3.1.3.3.2 Europas emission minskar med 25 %

Om svavelbelastningen utifrån minskar med 25 % finns i hela landet mer reella möjligheter att bättre pH—förhållanden uppträder i nu försurade sjöar. AV depositionsvärdena framgår att skillna- den mellan dagens utifrån kommande svavelbelast— ning och en 25 Z lägre belastning utifrån är be— tydligt större än skillnaden mellan de olika kraft— produktionsalternativen.

I alternativ 1985 A borde många försurade sjöar kunna förbättra pH med upp emot en halv pH—enhet. I så fall skulle antalet sura sjöar i Sverige kan— ske kunna halveras. I alternativ 1985 Bl och BZ skulle förbättringen bli något sämre, uppskattnings— vis 80 Z av 1985 A.

3.1.3.3.3 Europas emission ökar med 25 %

I detta alternativ får man räkna med att försur— ningen fortsätter framför allt i Götaland men även i Svealand. I de försurningskänsliga delarna av Norrlandskusten (jämför figur 3.1:12) förväntas dock ingen depositionsökning varför den negativa trenden bör kunna upphöra.

3.1.3.3.4 Jämförelser av de olika alternativen

Av ovanstående bedömningar framgår att emissionsut— vecklingen i Europa i första hand är avgörande för försurningstrenden i sjöarna. Längs Norrlandskusten finns dock i alla alternativ förutsättningar för att försurningstrendsn skall upphöra. Detta till följd av den inhemska nedtrappningen av svavelutsläppen.

Trots att det utifrån kommande svavlet har stor betydelse för försurningsutvecklingen finns ändå möjligheter att inom landet i viss mån påverka ut— vecklingen. Av de olika kraftproduktionsalterna— tiven är givetvis 1985 A bättre än 1985 Bl eller BZ ur försurningssynpunkt. Skillanden är dock inte så stor att den lätt kan kvantifieras. De mest syn— bara skillnaderna torde vara lokala effekter som

i de flesta fall tilltagande försurning i kraft— verkens närområde.

För att få en uppfattning om relationerna mellan de olika alternativen har förändringen av antalet sura sjöar i Sverige skattats. Vid dessa beräk— ningar har eg förändring av svaveldepositionen

med 0,1 gS/m .år antagits motsvara en pH—förändring av 0,1 pH—enheter i pH—intervallet 5,0—5,5. (I de mest försurningskänsliga sjöarna som följer kurva A i figur 3.1:14 blir pH—förändringen enligt figu— ren ca 0,2 EH—enheter vid en depositionsminskning på 0,1 gS/m .år),Det största antalet sjöar i pH— intervallet 5,0—5,5 kan emellertid bedömas följa någon mindre brant kurva varför en pH—förändring av 0,1 pH—enheter har ansetts mer realistisk. Det låga pH—intervallet 5,0—5,5 har valts beroende på att man därigenom undviker att få med icke försurade sjöar som naturligt kan ha lågt pH på våren. Sulfat— ökningen i sjöarna har liksom tidigare antagits vara 70 % av depositionsökningen. Förändringen av anta— let sura sjöar (alk = 0) har uppskattats för alla delområden för vilka depositionsuppgifter finns (Högström) och sedan summerats. De på detta sätt utförda skattningarna torde kunna säga något om relationerna mellan de olika alternativen ur sjö— försurningssynpunkt. Eftersom skattningarna bygger på ett flertal antaganden och förutsättningar är de däremot numeriskt osäkra även storleksmässigt. Det totala antalet sura sjöar över 10 ha (=alk=0 våren

1975) har uppskattats till 2 OOO—3 000. (Som tidi— gare påpekats kan det totala antalet sjöar upp— skattas vara 3—5 ggr fler än antalet sjöar över 10 ha).

Tabell 3.1:11 Förändringen av antalet sura sjöar över 10 ha i Sverige

Europas emission kraftproduktionsalternativ 1985 A 1985 Bl 1985 BZ minskning 25 Z _ 900 — 700 — 700 oförändrad — 300 — 200 — 200 ökning 25 % + 200 + 300 + 300

Ovanstående förändringar av antalet sura sjöar kan inte förväntas ha inträffat redan 1985 utan skall ses som en följd av de olika depositionsalterna— tiven. Vid skattningarna framkommer ingen skillnad i antalet sura sjöar mellan alternativ Bl och BZ, däremot drabbas som tidigare visats olika områden. Att ingen skillnad föreligger kan förklaras av att sjöarna i närområdet, där den största sulfatökningen förväntas enligt Högströms beräkningar, både kring kraftverksläge 3 (SV Skåne) och läge 6 (N Uppland) är välbuffrade (jämför tabell 3.1:10) och på att kraftverken fördelats så att anläggningar för sammanlagt 2 000 MWel förlagts i mindre känsliga områden och för sammanlagt 4 000 MWel förlagts i försurningskänsliga områden i båda alternativen. Väljs en annan fördelning uppkommer skillnader mellan ost- och västkusten. Används andra sprid— ningsbilder för svaveldeposition kan skillnader däremot uppkomma även för de föreslagna alterna— tiven.

Figur 3:l:12 Alkalinitet ” Omraden där sjöarna huvudsakligen hade en alkalinitet

' % (0,1mekv/1

vid sjöinventeringen våren 1975. Vissa områden kompletterade med mm data från andra undersökningar.

alkalinity 0.078 mekv per litre (Lake Lygnem 32.6 km2)

alkalinity 0.466 mekv per litre (Lake Norra Sämsjön 9.2 km2)

4,0

mekv acid

Figur 3.1:13 The low—buffered lake, with an alka— linity of 0.078 mekv/l, needs only one sixth of the amount of acid added to the strongly—buffered lake to reach pH 5.0. Below this pH almost all bicarbonate is lost and pH will fall drastically in both lakes when more acid is added. (Ur Dick- son w: The Acidification of Swedish Lakes. Insti— tute of Freshwater Research, Drottningholm. Report No 54, 1975).

pH ”

g excess —S/m2 år

Figur 3.1:14 Sambandet mellan pH och "excess-S i sjövatten i de mest försurningskänsliga områdena i Sverige.

3.2 DIREKTA EFFEKTER PÅ VÄXTER OCH MATE— RIAL P G A EXPOSITION AV GASER SOM OZON, SVAVEL— OCH KVÄVEOXIDER

3.2.1. VÄXTER

3.2.l.l Introduktion

Skador på växttäcket brukar indelas i akuta och kroniska. Ibland talar man också om osynliga ska- dor. Växtskador uppträder idag i de flesta svens— ka tätorter och runt större luftförorenande indust— rier.

Akuta skador förorsakade av gasformiga förore— ningar uppträder strax efter det att växten utsatts för en längre eller kortare exposition av hög koncentration luftföroreningar, under förutsätt— ning att bl a de meteorologiska förhållandena är sådana att växterna är mottagliga för gasformiga föroreningar.

Kroniska skador uppträder vid oupphörlig eller långvarig inverkan av låga föroreningshalter. För— utom de yttre karakteristiska kännetecknen yttrar sig skadan i sjunkande produktion, vilket hos fleråriga växter är förenad med avtagande till— växt och minskad organstorlek i förening med lång— samt borttynande.

Växternas känslighet för luftförorening varierar under olika årstider för olika arter och för olika individer inom samma art. Somliga individer kan vara mycket motståndskraftiga och stå gröna och fina medan grannen av samma art dödas.

Faktorer som påverkar klyvöppningarnas tillstånd är av största betydelse om en skada skall upp— komma på en växt eller inte. Är nämligen klyvöpp- ningarna öppna medför detta automatiskt också risk för skador på bladen därför att många av de skadliga ämnena tas in genom dem. Av den anled— ningen är de flesta växtarter relativt skyddade under den mörka delen av dygnet. Växterna är ock— så ganska oemottagliga för skadegörelse under heta, torra dagar, speciellt eftermiddagar, då klyvöppningarna är slutna. Under dimmiga dagar med hög relativ fuktighet är växterna i stället så mycket mer utsatta för skador.

Under regnväder skyddas växterna från skadegörel— se av den typ av föroreningar som absorberas av vattendropparna och följer med dem till marken, Det är emellertid inte bara gasformiga ämnen som skadar växterna. Även partikulära föroreningar kan åstadkomma skador. Små partiklar kan skada växternas ovanjordiska delar genom att klyvöpp— ningarna täpps till så att gasutbytet hindras. Bladen kan smutsas ned av sot så att det genom— trängande solljuset minskas etc.

Även om luftförorening ger upphov till typiska växtskadebilder som om de rätt utnyttjas kan ge en god uppfattning av immissionens styrka och geo— grafiska utbredning måste vid bedömningen ett stort antal andra faktorer beaktas. Stark beskugg— ning, onormal belysning, frost, torka, vind etc kan ge skadebilder, som starkt påminner om vissa typer av immissionsskador. Även näringsbrist och vissa typer av parasitangrepp kan ge sådana skade— bilder. Utefter svenska västkusten skadas bladver- ket på buskar och träd regelbundet varje sommar till följd av saltstänk från havet.

Skadegörelsen till följd av rök och avgaser är olika beroende på föroreningarnas sammansättning och koncentration. Kombinationen svaveldioxid och fluorväte åstadkommer t ex betydligt svårare skade— görelse än samma koncentration av gaserna var för sig. I vissa fall spelar också växtdelarnas ålder in. Skadegörelsen behöver nödvändigtvis inte med— föra att bestående skada uppkommer. Skadade blad kan fällas och ersättas av andra etc. Barrträden, som behåller sina barr i flera år, är av den an— ledningen mer utsatta för skador och därför käns— ligare för luftföroreningar än många andra växter.

I litteraturen förekommer en mångfald tabeller med växter ordnade efter känslighet för olika äm— nen. Alla sådana tabeller innehåller emellertid en mängd felkällor. Således tar man inte hänsyn till klimat, förädlingsgrad och en rad andra fak— torer. Huvuddragen i många av dessa tabeller har dock stor generell giltighet.

Olika växters varierande känslighet för speciella typer av ämnen gör det möjligt att använda dem

som indikatorer — ett slags levande mätsystem — för luftförorening. Av särskilt intresse är lavar— na, som är mycket känsliga för svaveldioxid och vissa typer av damm. Lavarna har sedan länge fun— nit våra stadscentra helt obeboliga.

3.2 .l.2 Svaveldioxid och sot

Lokala effekter förekommer framför allt i stor— stadsområden och i närheten av större punktkällor. Akuta effekter yttrar sig som skador på barr och bladkanter medan kroniska skador t ex kan mani— festeras som för tidig bladfällning. Kroniska skador kan åtföljas av långsammare tillväxt men tillväxtminskningen kan också uppträda utan några yttre tecken på skador. Närvaron av sotpartiklar kan förstärka skadeverkningarna genom att svavel- dioxid (502) och svavelsyra (HzSOA) ansamlas på ytan av dessa partiklar.

Olika växtgrupper är mycket känsliga för svavel— dioxidkoncentrationen i luften. Lavar som torde vara den känsligaste gruppen tål inte längre tids exponering för koncentrationer mellan 30—60 pg/m (från Sweden's case study for the United Nations conference on the human environment, 1971).

Även högre växter (örter och träd) är känsliga för höga svaveldioxidhalter i luften. Barrträd vilkas barr är fleråriga tycks vara särskilt käns— liga. Undersökningar från Ruhrområdet visar att tall inte kan överleva om det årliga medelvärdet överstiger 210 till 240 ;ug/m3 och att skada in- träffar redan vid halter på ca 30 pg/m3. Det har också konstaterats att granen är känsligare än tall. I Sverige visar undersökningar kring Kvarn— torpsverket att årliga medelvärden på 60 ;ug/m3 leder till en sänkning av tillväxten. Tillväxt- nedsättningar har också redovisats i området kring kraftverket i Stenungsund. Undersökningar visar att nedsättningen uppkommer direkt vid högre kon— centrationer. Lägre koncentrationer ger upphov till nedsättningar av fotosyntesen efter längre tid. På laboratoriet ger entimmesmedelvärde upp till 2000 jug/m3 en irreversibel nedgång i foto— syntesen redan efter 2—3 timmar medan samma effekt erhålles vid 1000 pg/m3 efter fem upprepningar av begasningen (Westman, 1977).

En svensk rapport till FN—konferensen i Stockholm 1972 sammanfattade svaveldioxidens påverkan på växter med

a) att med nuvarande svaveldioxidkoncentrationer utanför tätorter i Sverige, förväntas inga betydande skador på vegetationen.

b) att skador på vegetationen, speciellt barrträd, orsakas inom tätorter där svaveldio idhalten i luft varierar mellan 30 och 60 ug/m under en lång tid, och att allvarliga skador kan upp— stå vid en koncentration av l50 pg/m

Som framgår av avsnitt 2.7 och ovan refererade undersökningar är halterna av svaveldioxid i mo— dellstäderna inte så höga att de kan ge påtagliga skador på barrträd. Däremot ligger korttidsvärden för det oljeeldade kraftverket utan rökgasrening så högt att barrträd lokalt i verkets omgivning kan förväntas få både direkta skador och en minsk— ning av tillväxtligheten.

3.2.1.3 Kväveoxider

Påverkan av kväveoxider på vegetation visar i prin— cip samma skadebild som svaveldioxid med effekter på respirationen ocg fotosyntesen. Påverkan har visats vid 300 pg/m (NO ) resp 700 ug/m (NO) för känsliga växter (havre, ucern, brunböna, tomat, navelapelsin m.m) vid laboratorieförsök (EPA, l97l). Undersökningar har även visat att kväveoxi— der ger för tidig bladfällning hos lövträd (Tyler, personligt meddelande). Kväveoxider anses spelar störst roll i växtskadesammanhang indirekt för bildning av växtskadade fotokemiska reaktionspro— dukter.

3.2.l.4 Ozon och PAN (peroxyacylnitrat)

Nedanstående uppgifter har huvudsakligen hämtats ur Jacobsen, 1976. På flera håll utomlands. sär— skilt i USA har ozon och andra fotokemiska reak— tionsprodukter förorsakat omfattande växtskador. Känsliga växter av ekonomisk betydelse är tobak och olika slags fruktodlingar t ex citroner. Kost— naderna p g a skadorna har 1970 uppskattats till 55 milj dollar bara i Californien. De direkta ska— dor som uppträder är skador på bladen men en be— gränsning av tillväxthastigheten har påvisats vid låga halter. Känsliga växter av intresse för svenska förhållanden är våra vanliga sädesslag, vissa lövträd,3lärkträd och tall. Vid halter hög— re än 200 pg/m kan direkta skador börja uppträda, men tillväxthämning sker vid lägre koncentrationer. Försök har utförts i Göteborgstrakten med tobak som indikatorväxt, varvid typiska ozonskador på bladen har konstaterats på flera platser (Skärby, personligt meddelandel

3.2.l.5 Kolväten

Eten är ett av de kolväten som förekommer i bilav—

gaser. Påverkan sker vid mycket låga halter. Nega— tiva effek er har konstaterats i haltområdet l—600 pg/m ,3t ex har tomatplantor (USA) skadats vid 100 ug/m efter 2 dygns exponering (Stern,l97l) odlingar i USA har Visats få störningar på till— växthormoner p g a etenexposition. Eten och andra kolväten snelar även roll indirekt som en av de nödvändiga komponenterna för bildning av fotokemiska reaktionsprodukter (se ovan).

3.2.2. MATERIAL

Huvuddelen av nedanstående uppgifter har hämtats ur Kucera, 1976. Korrosionshastigheten hos många material är betydligt högre i luftförorenade stads— och industriområden än på landsbygden. Detta kan i huvudsak tillskrivas svavelföroreningarna i stads- luften. Inom många områden t ex Skandinavien men också USA, Kanada och andra länder, är den ekono— miskt sett allvarliga korrosionen begränsad till den omedelbara närheten till föroreningskällor, d v s huvudsakligen till stora tätorter. Förhållan— dena kan emellertid i detta avseende vara annorlunda i några delar av väst— och centraleuropa, där det finns vidsträckta områden med höga koncentrationer av luftburna svavelföroreningar.

Absorption av svaveldioxid och vidhäftning av sura sulfatpartiklar är de torrdepositionsprocesser som kan vara verksamma vid korrision i luft. Även om svaveldioxid påverkar olika metaller på skilda sätt och att detta inte kan anses ha blivit fullständigt klarlagt, har dess inverkan som kraftfull korrosions— stimulator blivit påvisad både vid ett antal labo— ratorieförsök och fältundersökningar. Från fältunder— sökningarna har man funnit en nära korrelation mellan svaveldioxidkoncentrationen och korrosionshastig— heten hos järn och zink. Sura sulfatpartiklar har visat sig påskynda korrosion under laboratorieför— hållanden, fast deras betydelse har inte klarlagts vid fältundersökningar. Inom områden med höga koncen— trationer av svavelföroreningar är absorption av svaveldioxid förmodligen den depositionsprocess som har störst betydelse för korrosion i luft.

Våtdeposition består av sura regn, orsakade av att sura sulfatpartiklar och svaveldioxid tvättats ur med nederbörden. I områden utan påverkan av lokala föroreningskällor är våtdepositionen av samma stor— leksordning som torrdepositionen. I några områden t ex södra Norge är detta det dominerande deposi— tionssättet. Inom sådana områden kan sura regn ha betydelse för korrosion i luft. Sulfatinnehållet

i regn, regnmängden och regnperioden, bland andra parametrar, har i några fall visat sig stå i nära korrelation till korrosionshastigheten. Kunskaper— na på området är dock ofullständiga.

Ekonomiskt sett är skador, som orsakats av höga koncentrationer av svavelföroreningar i luft, av betydelse när det gäller galvaniserat, nickel— pläterat och målat stål samt målat trä. Den år— liga kostnaden, som kan tillskrivas höga koncent— rationer av svavelföroreningar beräknades till 1 450 miljoner dollar i USA 1970, vilket innebär ca 30 kr/person och år. Motsvarande kostnad för Sverige var 1970 ca 20 kr/person och år. Dessa data antyder, när det gäller korrosion på olika material, att mycket betydande besparingar skulle kunna göras genom att minska halterna av svavel— dioxid i våra tätorter. Nya data från flera håll bl a USA bekräftar denna slutsats.

3.3 EFFEKTER PÅ TERRESTRA EKOSYSTEM P G A METALLNEDFALL 3.3.1 INTRODUKTION .

För att få fram underlag vad gäller effekterna på terrestra ekosystem p g a deposition av metaller från användning av fossila bränslen har två del- rapporter utarbetats av Germund Tyler, Lunds Uni— versitet: "Effekter på terrestra ekosystem p g a metallnedfall" och "Effekter på fastmarksekosystem vid två olika blyhalter i bensin". Dessutom tas i denna utredning med en tidigare utredning för natur— vårdsverket av samma författare: "Effekter på den yttre miljön av fortsatt användning av bly som till— satsmedel i bensin — prognos och riskvärdering". Slutligen följer under detta avsnitt en diskussion som skrivits av naturvårdsverket.

3.3.2. REGIONAL PÅVERKAN 3.3.2. l Emission och deposition

Den analys som presenteras nedan har som utgångs— punkt det bakgrundsmaterial undertecknad erhållit från SNV (bilaga I, l976-ll—22, Folke Larsson, "Beräkning av metallutsläpp i Sverige 1975—1985"), avseende de sammanlagda metallutsläppen från olja— och kolanvändning 1975 och de beräknade utsläppen enligt fem olika alternativ 1985.

Den uppgivna emissionen gäller landet som helhet, men i den följande utvärderingen har de fyra nord— liga norrlandslänen (Y,Z,AC och BD län) undantagits från depositionsberäkningen, vilken alltså omfattar Götaland, Svealand och X—län. Det förutsätts härvid, att ca 85 % av metallemissionen från energiproduk— tion år 1985 kommer att ske från sistnämnda område, varför värdena på metallutsläpp enligt tabellen i nämnda bilaga skall justeras nedåt med 15 2 för att bli direkt relevanta och jämförbara med de nedan presenterade depositionsberäkningarna.

Dessa depositionsvärden har i huvudsak beräknats med utgångspunkt från de arbeten över metallinne— hållet i åldersbestämda mosstäcken, som underteck— nad utförde i samarbete med Åke Röhling under 1968—70, dels regionalt i skogsmossor över Skandi— navien (Röhling och Tyler, 1968 och 1973), dels i vitmosstäcken på fyra myrlokaler i södra och meller— sta Sverige (Röhling och Tyler, 1971). Dessa upp— gifter är ännu de ojämförligt mest omfattande och de direkta mätningar av metalldeposition som ut— förts i Danmark av Hovmand (1976) har i stort sett givit värden som är väl jämförbara med dem som er— hållits med mossmetoden. Direkta depositionsmätr ningar finns även publicerade från kuststationer i östra Storbritanien, avseende 1972—73 (Cambray et al, 1975 ). Skillnaden mellan de aktuella mätsta— tionerna är betydande för flera metaller, men för bly är gärdena jämnare med ett medelvärde av ca 30 mg/m och år,vilket endast är obetydligt högre än det värde som uppmätts med mossmetodik för Göta— land och Svealand. Även för krom och kobolt är överensstämmelsen god.

Det är dock ännu bara ett begränsat antal metaller, vars regionala årliga deposition går att precisera på detta sätt (bly, nickel, koppar, zink, krom, kadmium samt eventuellt kobolt och kvicksilver). Tillförlitligheten i kvicksilvervärdena är svår att bedöma så länge omfattningen av eventuell re- emission är okänd. Uppgiften på vanadindepositio— nen är ungefärlig, då provmaterialet ännu är be- gränsat. Den regionala depositionen av molybden och arsenik är okänd men storleksordningen kan upp— skattas med ledning av uppgifter från E. Steinnes i Kjeller på halter av dessa ämnen i mossor från Norge. (Denne har ett material från olika delar av Norge, omfattande analys av ca 30 grundämnen, som troligen kommer att publiceras inom kort).

Under perioden 1965—70 uppgick den sammanlagda år— liga (regionala) depositione i Götaland, Svealand samt X—län (areal 198 000 km ) enligt ovannämnda beräkningsmetod till följande värden:

tonlår

arsenik (okänd,trolig storleksordning 50—100) kadmium 75 kobolt 50

krom 300 koppar 400 kvicksilver 20 ' mangan (okänd men omfattande; stor naturlig

komponent)

molybden (okänd men trolig storleksordning 50) nickel 250 bly 4000 vanadin 500 zink 5500

Värdena avser totaldeposition. Någon möjlighet att säkert skilja antropogen och naturlig andel finns inte, men för flertalet av metallerna är den antro— pogena väsentligt större än den naturliga.'0van an— givna värden inkluderar inte den lokalt större de— position som kännetecknar den närmaste omgivningen av metallemitterande industri, vägar, tätorter etc, vilka ej ingår i det regionala analysmaterialet.

Uppgifter om totalemission av metaller från antro— pogena källor inom landet blir naturligtvis också behäftande med en viss osäkerhet. Lindau & Sundberg (SNV PM 428) uppger värden som med en lS—procentig reduktion enligt ovan skulle ge följande mängder:

tonlår arsenik 60 kadmium 20 krom 660 koppar 480 kvicksilver 74 mangan 1900 molybden 60 nickel 140 bly 2100 vanadin 450 zink 770

För flera av dessa metaller torde dock en lS—procen- tig reduktion vara något för låg, då flera betydande emittenter ligger i norrlandslänen. Det finns en tämligen god överensstämmelse för flertalet ämnen mellan ovan angivna regionala depositionsvärden och värdena för total antropogen emission enligt Lindau & Sundberg. Zink tycks dock deponeras i betydligt större omfattning än den kända emissionen. Bevis— ligen finns här en betydande naturlig komponent i nedfallet, dock inte alls så stor att den motsvarar mellanskillnaden. Av bly är indikationen på ett avsevärt inflöde från söder och sydväst starka (Röhling och Tyler, 1968 och 1973).

En jämförelse mellan angivet utsläpp från olja—och kolanvändning 1975 och depositionen under 1960— talets senare del visar klart, att nästan hela vanadin— och större delen av nickeldepositionen bör härröra från energiproduktion (olja— och kol— användning), medan denna källa är närmast försum— bar för de övriga metallerna. (Troligen har en ökning av vanadinemissionen skett under perioden 1965-1975, vilket förklarar värdet 100 Z i tabell 3.3:1).

Vad beträffar vanadin och nickel kommer med stor sannolikhet även 1985, med samtliga angivna alter— nativ enligt underlagsmaterialets bilaga 1 energi— produktion vara den helt dominerande källan till antropogen emission och ökningen jämfört med 1975 är påtaglig, särskilt för vanadin. För övriga upp— tagna metaller är det i huvudsak endast alt. B4 som kommer att väsentligt öka den regionala depo— sitionen, i synnerhet beträffande krom, kadmium, kvicksilver, kobolt, troligen också arsenik. Alt 33 ger även en viss ökning av flera ämnen och en inte oväsentlig ökning av kromdepositionen.

Beräkningen enligt tabell 3.3:l förutsätter, att det regionala spridnings— och depositionsmönstret för metaller emitterade vid energiproduktion över— ensstämmer med motsvarande regionala mönster för metaller emitterade från övriga källor. Detta gäller inte fullständigt, eftersom metallemissionen från energiproduktion kommer att ske från ett fåtal starka punktkällor. Å andra sidan kan väl emissions— höjden ovan markytan förutsättas bli större än— genomsnittligt, vilket minskar betydelsen av denna felkälla. Naturligtvis kommer den regionala för- delningen av depositionen inte att bli likformig, men det är den inte heller i nuläget utan varierar med framför allt nederbörd och avstånd till större befolknings— och industricentra. I den följande framställningen över beräknade regionala effekter kan ingen större hänsyn tagas till denna variation utan genomsnittsförhållandet diskuteras. Områden med hög nederbörd, särskilt sådana belägna i huvud— vindriktningen från resp. anläggningar, kommer att utsättas för en något större påverkan, områden med låg nederbörd för en något mindre påverkan än nor— malfallet. Större delen av det regionala nedfallet förutsätts härvid komma som Våtdeposition.

En viss betydelse för fördelningen av det regionala nedfallet över Syd— och Mellansverige har också kraftverkens lokalisering.

Tabell 3.3:l Årligt metallutsläpp från energipro— duktion (olja— och kolanvändning), beräknat i pro— cent av årlig regional deposition 1965—70.

1975 1985 Alt.A Alt Bl Alt BZ Alt 53 Alt B4

As ca 1 ca 1 ca 2 ca 1 ca 5 50—60 Cd (l (l (l 3 3 15 Co 7 10 19 13 14 90 Cr (l (l (l (1 40 170 Cu l l 2 l 5 5 Hg (1 41 (l (1 20 100 Mn (1 (l (1 (1 (1 ca 1 Mo ca 4 ca 6 ca 8 ca 6 ca 7 ca 10 Ni 60 90 90 60 60 80 pb 41 (1 41 (l (1 4 V 100 150 260 170 170 210 Zn (1 41 (1 (1 (1 14

Anm. Beräkningen grundar sig på underlagsmaterialets bilaga 1 ("Beräkning av metallutsläpp i Sverige 1975—1985", SNV 1976—11—22, Folke Larsson). Angivna värden har reducerats schablonmässigt med 15 %

p g a att de fyra nordliga norrlandslänen uteslu— tits (jämför texten). Värdena för Mo och As är endast sannolika uppskattningar.

Alt. A Med kärnkraft Alt. Bl Oljeeldad kondenskraft utan stoftavskiljning Alt. BZ Dzo med stoftavskiljning Alt. B3 Koleldad kondenskraft, kol med låga tungme- tallhalter Alt. B4 D:o kol med höga tungmetallhalter

Rent allmänt kan sägas, att en lokalisering till västkusten, inkl. Skåne, kommer att medföra att en större andel av emissionen deponeras inom landet än om lokaliseringen sker till ostkusten, p g a de för- härskande vindriktningarna över Skandinavien. För att kvantifiera betydelsen för depositionsmönstret av anläggningarnas lokalisering erfordras en utvär- dering av meteorologisk expertis. I följande diskussion förutsätter jag, att viss lokalisering sker till både väst— och ostkusten.

3.3.2.2 Effekter

Med ledning av beräkningarna i tabell 3.3:l kan vissa slutsatser dragas beträffande den regionala påverkan på ekosystemnivå som kan bli aktuell med en utbyggnad enligt de olika alternativen. Effekter på närområdet kring varje anläggning (ca 10 km ra— die) kommer att behandlas senare.

Det skall först allmänt konstateras, att känne— domen om hur olika metaller påverkar den terrestra miljön ännu är mycket bristfällig. Den interna— tionella metallekologiska forskningen har hittills i huvudsak varit inriktad på att spåra och mäta spridning till samt anriknings— och transportpro— cesser i ekosystemen. Många av de slutsatser som eventuellt kan dragas blir därigenom beroende av resultat från fysiologiska försök i ofta mycket artificiell miljö. Efter en sammanvägning av egna erfarenheter med litteraturen inom de tungmetall— biologiska områdena samt med utnyttjande av värdena i tabell 3.3:l har jag kommit till följande slut— satser beträffande de olika alternativens framti— da regionala effekter på terrestra ekosystem. En förutsättning för slutsatserna är, att en ökning av emissionen av ett visst ämne leder till en mot— svarande ökning av det regionala nedfallet av detta ämne. Denna förutsättning torde väl vara giltig i stora drag, men proportionen närdeposi— tion: fjärrdeposition är helt naturligt beroende av faktorer som utsläppshöjd över marken, partikel— storlek m.m. Större skorstenshöjd på de framtida anläggningarna t ex,bör leda till att det regio— nala nedfallet ökar i förhållande till det lokala. Dessa och liknande förändringar av förhållandena vid emissionskällan har inte kunnat beaktas men torde inte komma att få någon avgörande betydelse för slutsatserna. En ytterligare förutsättning för såväl beräkningarna av totaldeposition som depo— sitionsbetingade miljöeffekter är att övriga ut— släpp såväl inom som utom landets gränser bibehålls på konstant nivå. Detta kommer sannolikt inte gälla för bly, där en viss nedgång av totalemissionen är att vänta. Bidraget från energiproduktion exkl bensinförbrukning blir dock med samtliga alterna— tiv enligt tabell 3.3:1 helt marginellt.

Som framgår av tabell 3.3:l blir bidraget till den totala regionala depositionen ringa med alt. A, Bl och BZ för flertalet aktuella metaller utom för vanadin och nickel, medan alt. 34 i hög grad skulle höja totaldepositionen av många ämnen. Med inget av de fem alternativen finns det anledning att be— fara någon som helst ekosystemeffekt genom emissio— nen av mangan. Därtill är bidraget alltför litet. Manganets toxicitet regleras i mycket hög grad av markens pH—förhållanden, medan det totala förrådets storlek är av ringa betydelse. Den miljöförsur— ning som flera av de uppförda alternativen sanno— likt kommer att medföra har härvidlag en väsent— ligt större betydelse.

På delvis andra grunder anser jag inte heller att det finns anledning att förvänta några som helst negativa följder av den emission av molybden (upp— skattningsvis 5—10 Z av nuvarande totaldeposition) som följer av de olika alternativen. Som mikro- ämne ingår molybden i flera enzym, vilka katalyserar kvävemetaboliska processer och är härigenom ett nödvändigt ämne för t ex kvävefixering och nitri— fikation. Det är t o m sannolikt, att en mindre ökning av molybdendepositionen kan ha en gynnsam effekt på produktionen i vissa ekosystem, t ex ängar och skogar av hög bonitet liksom eventuellt även på åkermark. I fattigare miljöer, t ex de flesta svenska skogar, binds molybdenet i en så svårtillgänglig form, att en ökning av det årliga nedfallet med 10 % inte kan förväntas få vare sig positiv eller negativ effekt på ekosystemen.

Den ökning av depositionen av koppar och zink samt bly och kadmium som beräknas ske med alt. A, Bl, BZ och B3 är så marginell, att man inte heller

här kan förvänta sig några ekologiska verkningar av mätbar storlek. Detta kan i stort sett gälla även arsenik även om tillskottet här blir något större vid alt. B3.

För kobolt kan förutsättas en ökning med maximalt ca 10 % jämfört med 1975 vid ovannämnda fyra alter— nativ. Även denna ökning är alltför marginell för att kunna medföra några klart manifesterbara nega— tiva effekter. Även kobolt är ett essentiellt mikro— näringsämne och ingår i vitamin B 12, som synteti— seras av vissa mikroorganismer. En mindre ökning av koboltdepositionen, som i detta fall, skulle därför snarare ha en positiv inverkan på systemen, då den biologiskt tillgängliga mängden i natur— liga jordar i allmänhet är mycket liten.

Beträffande depositionen av krom innebär alt. A, B1 och BZ inga som helst problem. Alt. B3 skulle innebära en 40—procentig ökning av den regionala totaldepositionen jämfört med nuläget. Eftersom krom är en av de metaller som binds starkast till markens ytliga jordlager, kommer en helt obetyd— lig del av det krom som tillförs humustäcket årli— gen att urlakas, vilket på längre sikt kan medföra en flerdubbling av krominnehållet i detta skikt även om nedfallet bibehålls på en nivå som är ca 40 % över den nuvarande (jämför Tyler, 1977).

l i . .." I 300 Effekter pa miljon SOU l977:68 * 1 Ett allmänt intryck är, att ekosystemen skulle kunna tolerera en sådan ökad krombelastning utan att störningar inträffar, men det skall betonas, att nästan ingen forskning ännu har utförts över effekter av industriell kromförorening på terrest— ra ekosystem.

Kvicksilverutsläppen blir enligt alternativ A, B1 och BZ helt obetydliga men enligt alt. BB skulle den emitterade mängden medföra en ökning av depo— sitionen med ett värde av storleksordningen 20 Z. Siffran är dock osäker, då bl a omfattningen av eventuell reemission ännu är okänd. En ZO—procen— tig ökning av kvicksilvernedfallet måste bedömas som ett tämligen allvarligt bidrag till den all— männa kvicksilverbelastningen av miljön. Vissa vattensystem är ju redan så förorenade, att fisken anses otjänlig som föda, och om t ex kvicksilver— betningen av utsäde åter skulle öka i omfattning kan den sammanlagda belastningen få allvarliga konsekvenser även för terrestra ekosystem. Kvick— silvers benägenhet att transporteras och anrikas i näringskedjor är ju bättre dokumenterad än för någon av de andra aktuella metallerna. Det har även en klart hämmande inverkan på flera viktiga funktioner i marken, bl a på vissa markenzyma— tiska processer, t ex ureasaktiviteten. Experi— mentellt är det dock svårt att framkalla mätbar effekt med en tillsats av kvicksilversalt mot— svarande 20 2 av bakgrunden i markprov. Liksom för flertalet andra tyngre metaller är bindningen till markens sorptionskomplex stark, vilket visser— ligen gör ämnet biologiskt otillgängligare men samtidigt ökar dess benägenhet att anrikas i mar— kens ytliga jordlager. Eventuellt förekommande reemission reducerar anrikningsgraden, å andra sidan kan reemissionen i sig göra att kvicksilver förblir biologiskt mer tillgängligt än de metaller som sannolikt inte alls reemitteras från markytan till atmosfären.

En av de, som jag bedömer det, allvarligaste kon— sekvenserna med samtliga angivna alternativ är, att spridningen och nedfallet av vanadin måste komma att öka starkt. Med det minst förorenande alternativet,A, blir nedfallet 1985 ca 50 Z större än för närvarande, med övriga alternativ kommer nedfallet att öka till det dubbla eller något mera (jämför tabell 3.3:l). F n har nästan hela depositionen av vanadin sitt ursprung i för— bränningen av olja (och i någon mån kol), att döma av de nästan identiska värdena för emission och totaldeposition. (Det utländska bidraget är dock okänt och kan vara betydande). Den naturliga kom— ponenten i nedfallet torde vara mycket låg

(Bengtsson och Tyler, 1976). Vanadinet binds starkt till humuskomponenten i sura jordar och har låg be— räknad uppehållstid i skogsjord (Tyler, 1977)- Ämnet är dock svårtillgängligt för växtligheten under dessa betingelser, men klara indikationer finns på att lösligheten ökar med stigande pH i marken, åtminstone i närvaro av större kvantiteter andra metaller. Enligt ett nyligen publicerat arbete (Jacks, 1976) är depositionen av vanadin över ett markområde invid Stockholms ca 25 gånger större än den totala urlakningen (mätt i avrinningen). En på— taglig anrikning sker alltså i terrester miljö och samlade indikationer tyder tämligen klart på, att tillförseln av vanadin regionalt över Göta— och Svealand numera är klart större än borttransporten genom urlakning och denna disproportion kommer_ alltså att öka med alla de uppställda alternativen. I första hand blir det i moss— och särskilt i humus— täckena som upplagringen sker och ackumulations— effekten medför, att vanadinhalten i jordarnas yt— skikt med tiden blir betydligt mer än fördubblad, även om nedfallet stabiliseras på en dubbelt så hög nivå som den nuvarande. När balans kommer att uppnås mellan tillförsel och urlakning under dessa betingelser finns det f n ingen möjlighet att säkert beräkna, men allt tyder på att en mångdubbling av markens halt av icke—mineralbundet vanadin måste ske innan urlakningen blir nästan lika stor som tillförseln i normala skogsjordar. På kulturjordar, särskilt lättare åkerjordar, kan balans uppnås på ett tidigare stadium. Det är med nuvarande brist— fälliga kännedom om vanadinets ekologi mycket svårt att bedöma hur allvarlig denna ökade vanadinbelast— ning kan vara för den yttre miljön. Vanadin har hittills ansetts som en relativt harmlös miljöför— orening även om organismer som direkt exponeras för höga vanadinnivåer (i luft, föda, etc.) lätt ut— vecklar klara symptom på förgiftning (Bengtsson och Tyler, 1976). För att fysiologiSka effekter på hög— re växter skall kunna påvisas i korttidsförsök ford— ras i allmänhet en tillsats av vanadin till odlings- jorden, som motsvarar årskilliga gånger jordens naturliga biologiskt tillgängliga halt av vanadin.

Störningar genom tillsats av vanadin i små mängder har emellertid påvisats experimentellt i en mark— process som indirekt har betydelse för vegetationens försörjning med ett för växtproduktionen väsentligt ämne — fosfor. Den extracellulära fosfatasaktiviteten i skogsjord hämmas sålunda påtagligt redan av en vanadintillsats som endast är av samma storleksord— ning som bakgrundshalten i jorden. Vid tillsats av 100 ppm vanadin (som metavanadat—, vanadat— eller vanadyljon) till barrskogsmår med en vanadin— halt av ca 20 ppm minskade mårens förmåga att

spjälka organisk fosfor med ca 25 %. Inhibitionen var momentan (Tyler, 1976). Vanadintillförsel till barrskogsmår i fält resulterade likaledes i en minskning av fosfatasaktiviteten och inhibitionen kvarstod vid provtagning även efter sex månader.

En översiktlig beräkning baserad på kända data över deposition, urlakning och totalhalt i mårla— ger ger vid handen, att om den nuvarande regionala depositionen av vanadin fördubblas, vilket fÖYUCSES bll fallet med alt Bl och B4, så kommer i Göta— lands och Svealands skogsområden humustäckets halt av vanadin att fördubblas inom loppet av 11—12 år och tredubblas på 25 år. Den årliga urlakningen från ett mårlager kan sättas till högst l % av tOZ talhalten, vilken är av storleksordningen 50 mg/m den nuvarande regionala depositionen till 2,5 mg/m och år. Det verkar sålunda tämligen klart att vi med dessa alternativ fram till 1990—talet kommer att ha höjt skogsjordarnas vanadinhalt så mycket att markens förmåga att mineralisera fosfor mät— bart minskat. Detta bör leda till en något sämre fosforförsörjning i skogsekosystemen, vilket mot sekelskiftet kan beräknas börja ge utslag i den primära produktionen genom en viss försämring av tillväxten i de naturliga ekosystem, där fosfor utgör en begränsande faktor. Möjligheten finns visserligen, att ännu okända feed-back-mekanismer kan börja verka och minska den negativa effekten av den sjunkande fosformineraliseringen — närmast kan man tänka sig en ännu något effektivare fos— forhushållning hos växtligheten — men några belägg för att en sådan utveckling är sannolik finns inte och att därför väga in den i prognosbilden kan inte rekommenderas. Det är dock inte troligt att några drastiska skador på eller förändringar i ekosystemen p g a en två—tredubbling av vanadin— halten i humustäcket kommer att inträffa, d v s förändringar som kan gå att visuellt urskilja utan ingående mätningar. Men även en obetydlig sänkning av primärproduktionen, t ex den skogliga tillväxten, har naturligtvis nationalekonomisk betydelse.

För jordbruksproduktionen torde en fördubbling av vanadinnedfallet inte få någon som helst mätbar effekt. Dels är sannolikt vanadinets uppehållstid i cirkumneutrala jordar kortare än i sura, dels' har tillförseln av fosfatgödselmedel större bety— delse än fosformineraliseringen för fosforför- sörjningen på kulturjordar. Däremot är det sanno— likt att vanadinupptagningen i grödan med tiden kommer att öka något, dock inte i sådan utsträck— ning att det direkt kan förväntas påverka växternas fysiologi. Huruvida en viss förhöjning av vanadin—

halten i grödan har någon betydelse ur folkhälso— synpunkt ligger utanför min bedömning.

Många indikationer från laboratorieförsök finns vidare på att vanadin kan interferera med kväve— metabolismen hos vissa organismer genom att er— sätta det molybden som utgör aktivator i några enzymsystem. Detta kommer att beröras något ut— förligare i avsnittet om lokala effekter, då detta problem främst kommer att aktualiseras inom närom— rådena kring anläggningarna. En viss påverkan på kvävefixeringen även regionalt kan inte helt ute- slutas men jag bedömer den f n som mindre sannolik.

Även depositionen av nickel kommer att öka med tre av de fem framlagda alternativen. Nickelemissionen från olje— och kolanvändning 1975 beräknas enligt tabell 3.3:l svara mot ca 60 % av den regionala nickeldeposition som uppmättes 1965-70. Förutsatt att alla andra källor hålls konstanta ökar denna siffra till 90 % av 1965—70 års depositionsvärden med alt. A och Bl och till 80 Z med alt. Bä. Detta skulle innebära en ökning av den regionala deposi— tionen av nickel med drygt 35 resp. drygt 20 Z. Av vad vi hittills vet torde denna ökning inte vara tillräcklig för att framkalla mätbara effekter i ekosystemen. Nickel har heller inte samma be— nägenhet att upplagras i t ex skogsjordar som många andra av de tunga metallerna; den beräknade uppehållstiden i barrskogsmår är t ex klart kortare än för vanadin och om värdena för urlakningshastig— het vid pH 4,2 jämföres med den beräknade nuvaran— de regionala depositionen tycks f n urlakningen från mårlagren nästan hålla jämna steg med deposi— tionen.(Ty1er, 1977).

Ett av de fem alternativ som upptagits i utred— ningsunderlaget, nämligen alt. 34 (koleldad kon- denskraft, kol med höga tungmetallhalter) är ur tungmetallsynpunkt det klart mest förorenande. Jäm— fört med nuläget kommer detta alternativ att med— föra minst en fördubbling av det regionala ned— fallet av kvicksilver och vanadin, nära en för— dubbling av koboltnedfallet och inemot en tre— dubbling av kromnedfallet (se tabell 3.3:l). Det regionala nedfallet av arsenik kommer att öka, sannolikt med 50—60 % och av kadmium med 15 %, jämfört med nuläget. Allt detta måste ur miljö— synpunkt bedömas som tämligen oacceptabelt och alla ansträngningar som gjorts att nedbringa lo— kal industriemission av t ex kvicksilver före- faller mot denna bakgrund som m 1 m förgäves.

Som ovan påpekats är kvicksilverbelastningen av vissa ekosystem alltjämt hög och även om en viss kvantitet av den årliga tillförseln kan beräknas immobiliseras i biologiskt otillgänglig form i mark och sediment innebär en fördubbling av den atmosfäriska tillförseln att en allt större kvan— titet vid varje tillfälle kan undergå metylering och härigenom allt effektivare anrikas i närings- kedjorna.

Den biologiska tillgängligheten och växtupptag— ningen av flera tunga metaller, bl a kadmium, ökar också med sjunkande pH i marken. En sänkning av jordens pH med en enhet har i vissa försök ökat växtupptagningen mera än en två—tredubbling av markens kadmium—halt vid bibehållet pH. Detta bör också beaktas vid en riskvärdering för de olika alternativen. Särskilt de alternativ som innebär utnyttjande av starkt svavelhaltiga olje— och kol— kvaliteter måste leda till en ytterligare miljö- försurning. Även utan ett nytillskott kommer den biologiska tillgängligheten av bl a mangan, kad— mium och zink, i redan starkare sura jordar även av bly och koppar, härigenom att öka. För växttill— gängligheten av mangan är markens syra—bas—status helt avgörande. En tillförsel,t ex luftdeposition av stora mängder mangan inom ett område med kalk— rika ytjordar torde knappast få någon negativ effekt, medan även utan mangantillförsel en sänk— ning av markens syra—bas-status leder till en ökad upptagning av denna metall. Tungmetall— och för— surningsproblematiken är m a o klart kopplade och vid en slutlig riskvärdering måste ett försök till sammanvägning av båda dessa problemområden göras, om prognoser skall kunna ställas med någon grad

av säkerhet.

3 . 3 . 2 . 3 Sammanfattande värdering

Mot denna bakgrund torde det stå klart, att en utbyggnad enligt alt. BA (koleldat kondenskraft— verk, kol med höga tungmetallhalter) inte kan re- kommenderas. Det är ur metallföroreningssynpunkt det klart sämsta av de uppförda alternativen och kommer, uppskattningsvis inom en period av lO—ZO år, att få negativa följder för den yttre miljön i form av en accelererad anrikning av tunga me— taller i markens humusskikt, en ökad upptagning i växtligheten och åtminstone betr. kvicksilver en ökad ackumulation och transport i näringsked— jor. Negativ inverkan på vissa markbiologiska pro— cesser kan heller inte uteslutas. Ett sammanfattan- de omdöme om de övriga alternativen är, att de för flertalet aktuella metaller inte kommer att med- föra en sådan ökning av den regionala totaldepo— sitionen, att några allvarliga ekologiska följder

kan förväntas. I ett par avseenden finns dock viss anledning till oro. ökningen av vanadinnedfallet.blir särskilt med alt. Bl, så betydande, att negativa effekter på vissa markprocesser kan befaras. Dess— utom kommer flera av alternativen rimligen att med— föra en fortgående försurning, vilket indirekt i hög grad kommer att påverka den biologiska till— gängligheten av flera av de här aktuella metallerna.

Ur regional metallföroreningssynpunkt — utan hänsyn till andra eventuella miljöeffekter — kan min be— dömning av de fem presenterade alternativen samman— fattas på följande sätt.

Alt. Bl: kan endast accepteras med stor tvekan p g a den omfattande vanadinemissionen Alt. BZ: kan accepteras, dock med någon tvekan p g a vanadinemission Alt. 33: kan accepteras, dock med viss tvekan p g a kvicksilver— och vanadinemission Alt. B4: kan ej accepteras, bl a p g a den stora kvicksilveremissionen Alt. A: kan accepteras

3.3.3. LOKAL PÅVERKAN

3 . 3 . 3 . l Beräkning av deposition och ackumulation

Utvärderingen av lokal tungmetallpåverkan utgår från de emissionsdata som presenteras i utrednings— underlagets bil. 2 (1976-11—22, Folke Larsson, "Tungmetallemissioner från fossileldade kraftverk"). En sammanställning av dessa grunddata har gjorts i tabell 3.3:2 för de fem olika alternativ som upp— tagits i bilagan. Av stor betydelse för bedömningen av vilka ekologiska effekter metallemissionen med de olika alternativen kan ge upphov till är en kännedom om hur stor andel av emissionen som depo— neras i närområdet kring källan. Någon beräkning där hänsyn tagits till såväl totalemission som to— taldeposition i närområdet kring ett värmekraft— verk har jag inte kunnat finna. Kim Pilegaards undersökning kring Kyndbyverket i Danmark (Pile— gaard, 1976) ger vissa indikationer på hur stor

den närdeponerade metallandelen kan vara men mate— rialet är dock alltför litet för att möjliggöra någon exaktare beräkning. Erfarenheter från under— sökningar kring metallindustri pekar mot att minst hälften av emissionen deponeras inom en radie av 8—10 km från källan. Partikelstorlek och skorstens— höjd är härvid variabler av stor betydelse för spridningsmönstret.

Pilegaards undersökningar från Kyndbyverket tyder på att en lokal påverkan på metalldepositionen kan spåras högst ett par km ut från källan. Vid denna undersökning användes dock ett material (blad av rölleka) som är klart okänsligare än bladmossor att registrera tungmetallnedfall. Emissionen från det kol— och oljeeldade Kyndby— verket (275 MW) överstiger dock inte 1 ton/år för någon metall. Alt. 1—4 i utredningsunderlagets bilaga 2 förutser en metallemission av en helt annan storleksordning.

Från Sverige finns en mindre undersökning (opubli— cerad) av vanadin— och nickeldepositionen vid Karls— hamnsverket, som utfördes av undertecknad våren 1975 i samarbete med byrådir. Karin Brunsberg. Härvid kom bladmossan Hypnum cupressiforme till användning som analysmaterial. Följande halter på olika avstånd från verket (ppm torrsubstans):

1,2 km ENE verket ... vanadin 152, nickel 41 2,0 km NE —"- _"- 129 _u_ 44 3,0 km NE —"— _"- 124 _n_ 35 410 km NNE —"— —"_ 49 _||_ 14 7 km NE —"— _"- 37 _||_ 12 10 km NNE —"- —"— 23 _"- 5,9 12 km NE —"— _"- 16 _||_ 5,8 57 km ENE —"— _"- 10 _|v_ 5,4

Bakgrundshalten nåddes för vanadin först på ett avstånd av mer än 12 km (NE) från verket.

Den relativa regelbundenheten i depositionsmönst— ret gör att man från dessa siffror ganska väl kan uppskatta den lokala depositionens fördelning på olika avstånd från källan med ledning av dessa data. Den regionala bakgrunden sätts till 10 ppm vid denna beräkning och får alltså frånräknas. En förutsättning för beräkningens giltighet är vidare att depositionen sker likformigt i alla väderstreck vilket inte är helt sannolikt. Avvikelsen kan dock inte förmodas vara större än att denna approxima— tion är godtagbar för detta ändamål. Om det vana— din som deponerats inom ett avstånd av 12 km från källan sätts till 100 % fördelar sig den deponerade totalmängden (bakgrunden frånräknad) på varje km- zon på följande sätt:

Avstånd till Deponerat areal, km2 källan, km vanadin,Z 0—1 4,1 3,14 1—2 10,0 9,42 2-3 14,1 15,7 3—4 10,8 22,0 4—5 9.3 28,3 5—6 9,3 34,6 6—7 9,2 40,8 7—8 8,8 47,2 8—9 7,9 53,4 9—10 6,8 59,7 10—11 5,4 65,9 11—12 4,2 72,3 0—3 28,2 28,3 3—6 29,4 84,9 6—9 25.9 141,4 9—12 16,4 197,9

Det måste i detta sammanhang betonas, att ingen hänsyn tagits till den andel som deponerats på större avstånd än 12 km. Denna andel får alltså anses tillhöra det regionala nedfallet.

Vi ser av beräkningarna ovan, att ungefär lika mycket vanadin deponerats inom intervallen 0—3, 3—6, och 6—9 km, men att andelen sedan avtar. Per ytenhet avtar naturligtvis depositionen snabbt med avståndet, särskilt i de inre zonerna.

Med utgångspunkt från vanadinexemplet kan man nu översiktligt bedöma hur stora mängder av olika metaller som kommer att ackumuleras i marken under t ex en tioårsperiod vid kontinuerlig drift av fossilbränsleeldade kraftverk enligt de olika alter— nativen (se tabell 3.3:3). För beräkningarna gäller följande förutsättningar:

1) 50 % av emitterad mängd antas deponeras inom ett avstånd av 12 km från källan 2) depositionsmönstret för samtliga metaller är detsamma som för vanadin 3) depositionen antas vara likformigt fördelad över alla väderstreck. 4) den årliga urlakningen sätts till följande värden ( Z av totalhalten exkl. mineralgitterbunden fraktion): Mn 4 2, Zn 2 Z, Cd Z %, Ni 3 %, V l %, Cu l %, Cr l 2, Pb ( 0,5 %. Urlakningshastigheten för övriga metaller är okänd, sätts schablonmässigt till 2 2. Värdena gäller mårjord som grundar sig på arbetena enligt Tyler, 1977. För en översiktlig

5)

Tab lig Fol eld

Alt

Alt

beräkning blir dock urlakningen under en tio— årsperiod tämligen obetydlig jämfört med depo— sitionen i närområdet. inga andra miljöförändringar som påverkar ur— lakningshastigheten, t ex markförsurning, antas ske. Att denna förutsättning skall gälla är inte helt sannolik, men försurning torde dock inte allvarligt inverka på beräkningen under en för— sta tioårsperiod.

ell 3.3:2 Sammanställning av emissionsdata en— t utredningsunderlagets bilaga 2 (76—11—22, ke Larsson, "Tungmetallemissioner från fossil— ade kraftverk"). Utgående mängd i ton/år.

alt 1 alt 2 alt 3 alt 4 alt 5 0,004 0,170 0,38 11,5 0,001 0,001 ( 0,042 0,006 2,55 0,0004 0,03 1,02 0,14 11,5 0,0008 0,004 0,14 16 148 0,001 0,02 0,70 19,9 4,0 0,005 0,35 14,2 — — 0,113 0,0002 0,006 0,578 5,78 0,00005 0,01 0,26 3,17 23,5 0,002 0,01 0,42 0,1 0,60 0,003 1,06 42,4 0,36 14,6 0,34 0,06 2,54 0,83 50 0,020 3,50 139 0,44 65 1,l2 0,05 2,00 1,6 220 0,016

1: Oljeeldat kondenskraftverk, 1 000 MWel ut— rustat med elfilter och rökgasrening 2: Oljeeldat kondenskraftverk 2 000 MWel utan reningsutrustning 3: Koleldat kondenskraftverk 1 000 MWel ut— rustat med elfilter och rökgasavsvavling. Kol med låga metallhalter 4: Koleldat kondenskraftverk, 2 000 MWel ut— rustat med elfilter och rökgasavsvavling. Kol med höga metallhalter 5: Oljeeldat kraftvärmeverk 2 x 160 MWel ut— rustat med elfilter

Tabell 3.3:3 Ackumulation av tunga metaller i mar— ken vid kontinuerlig drift av kraftverk enligt de olika alternativen. Betr förutsättningar, se texten. Värdega avser genomsnittlig ackumulerad mängd (mg/m ) efter 10 år inom en zon 3—6 km från källan.

alt 1 alt 2 alt 3 alt 4 alt 5 As 0,06 2,6 5,9 179 0,02 Cd 0,02 (0,65 0,09 40 40,01 Co 0,47 15,8 2,2 179 0,13 Cr (0,1 2,3 263 2430 (0,1 Cu 0,3 11 327 66 0,1 Hg 0,003 0,09 9,0 90 (0,001 Mn 0,14 3,6 44 326 0,02 Mo 0,15 6,6 1,5 9,4 0,05 Di 15 620 5,3 215 5,0 Pb 1,0 43 14 843 0,3 V 58 2280 7,2 1070 18 Zn 0,8 32 25 3400 0,3

Tabell 3.3:4 Beräknad genomsnittlig ackumulation av metaller i normal skogsmår inom en zon 3-6 km" från källan, efter tioårig drift med de olika al— ternativen. Betr. förutsättningar, se texten. Ytterligare förutsättningar: ett normalt mårtäcke i södra Sv rige innehåller ca 5 kg organisk torr— substans/m , dess genomsnittliga bakgrundskoncen— tration av angivna metaller har beräknats med led— ning av bakgrundshalter i Finspångs—, Cusum— och Fliserydsområdena (egna undersökningar). Värdena anger med hur många gånger mårtäckets halt av ak— tuella metaller kommer att ha ökat till tioårs— periodens slut (1 = oförändrad halt). alt 1 alt 2 alt 3 alt 4 alt 5

Cd l 1 1 8 l Cr 1 1 5—7 45—55 1 Cu l l 5 2 l Mn 1 1 1 l 1 Ni 1 1/2 15—20 1 6—8 1 Pb l 1 l 3 1 V 2 40—50 1 20-25 1—11/2 Zn 1 1 1 5—6 1

Data saknas för övriga metaller, men mycket höga värden ( >40) kan förutses för arsenik och kobolt vid alt 4.

3.3.3.2 Effekter

Av tabellerna 3.3:3 och 3.3:4 framgår klart, att miljöpåverkan i närområdet skulle bli mycket be— tydande med ett par av alternativen. En anlägg— ning enligt alt. 1 och 5 skulle efter tio år i drift dock i allmänhet endast ha medfört en viss förhöjning av vanadinhalten i marken, alt. 1 till ungefär dubbla bakgrunden, alt. 5 med några tiotal procent av bakgrunden. En jämförelsevis mindre höjning av nickelhalten i marken skulle också bli följden av alt. 1. För övriga metaller förutses inga eller helt obetydliga förändringar. Vanadinackumulationen i markens ytskikt enligt alt. 1 kommer sannolikt på sikt att hämma fosfor— mineraliseringen något enligt vad som diskuteras under regional påverkan. Störningen blir dock inte stor och måste anses acceptabel för närområdet, då man knappast kan förvänta, att en anläggning av denna storleksordning skall lämna omgivande natur helt opåverkad. Det bör dock observeras, att värde— na i tabellerna 3.3:3 och 3.3:4 avser en zon be- lägen 3—6 km från anläggningen och att spridningen av emissionen förutses likformig med spridningen av emissionen från Karlshamnsverket. Anläggningens närmaste omgivning ((3 km) får således för alla metaller än större belastning än den i tabellerna 3.3:3 och 3.3:4 angivna med samtliga alternativen. För jordbruksproduktionen i närområdet får dock den beräknade metalldepositionen enligt alt. 1 och 5 ingen effekt.

Alt. 3 kommer under en tioårsperiod att medföra en femdubbling av koppar- och kromhalten i närom— rådet och eftersom dessa metaller har en mycket lång uppehållstid i humustäcket kan innemot en tiodubbling förutsättas ha skett efter 20 år. Denna ökning, framförallt av kopparhalten i marken, kan inte ske utan att vissa störningar inträffar i ekosystemen. Som tidigare visats för Gusumom— rådet (Tyler, 1974, 1975 och 1976) medför redan en tredubbling av koppar+zinkhalten i barrskogs— mår en mätbar begynnande hämning av såväl kväve— mineraliseringen som fosfatasaktiviteten. En tio— dubbling medför en sänkning av fosfatasaktiviteten med 10-12 % jämfört med bakgrunden och en 25-30— procentig reduktion av hastigheten i kväveminera— liseringen. Goda indikationer föreligger på att det är koppar- och inte zinkkomponenten i föro— reningen som huvudsakligen orsakar effekten.

På jordbruksmark torde denna hämning av markpro— cesserna ha ringa eller ingen betydelse, då kväve— och fosforförsörjningen till stor del sker genom gödsling. Man bör dock vara uppmärksam på, att metallackumulationen kan leda till en ökad upp— tagning av koppar, eventuellt även av krom, i grö- dorna. Under alla omständigheter bör man med alt. 3 inte öka metallbelastningen av åkermarken inom närområdet ytterligare genom att använda rötslam som gödselmedel (jämför diskussion i Andersson och Nilsson, 1972).

Alt. 2, ett oljeeldat kondenskraftverk på 2 000 MWel som saknar reningsutrustning, kommer att medföra en mycket omfattande deposition av vanadin och nickel. Vanadinhalten i marken kommer inom 3—6 km— zonen att 40—50—dubblas på tio år, nickelhalten att 15-20-dubb1as (tabell 3.3:4). Samtidigt kommer genom syradepositionen markens syra—bas—egenskaper att väsentligt försämras. Detta ökar lösligheten och den biologiska tillgängligheten av nickel men troligen inte av vanadin. Betr. vanadin har vi ännu knappast någon erfarenhet av biologiska effek— ter av en så omfattande förorening som den här aktuella. Experimentellt ger en tillsats av vana- dat till barrmår motsvarande 50 gånger bakgrunds— halten en fosfatasaktivitet, som endast är en tredjedel av den normala (Tyler, 1976) och effek- ten kvarstår i stort sett oförändrad efter sex månader. En försämring av fosformineraliseringen kommer i första hand att drabba de naturliga eko— systemen, kulturmarken är som ovan nämnts betyd- ligt mindre känslig.

Det framstår vidare som tämligen uppenbart, att den omfattande vanadinförorening som blir följden av alt. 2, kommer att påverka kvävefixeringen, men det är ovisst vilken utveckling denna påverkan kommer att få. Man vet med säkerhet att vanadin kan, helt eller delvis, ersätta molybden som akti- vator för enzymet nitrogenas som är verksamt vid kvävefixeringen hos bakterierna Azotobacter och Clostridium butyricum, ev. även hos vissa blågröna alger. Flera undersökningar har å andra sidan vi— sat, att molybdenet ofta är en bättre aktivator än vanadin. En förhöjning av vanadinnivån i mediet kan under vissa förhållanden sänka fixeringshastig— heten, sannolikt beroende på att vanadinet då kon— kurrerar ut molybdenet. I detta sammanhang måste även syradepositionen och den betydande markför— surning som blir följden av alt. 2 beaktas. Mark- försurning minskar den biologiska tillgängligheten av molybden (eventuellt även av vanadin) och all— varliga störningar inom närområdets ekosystem, där biologisk kvävefixering är av betydelse, kan för— väntas.

Vilken inverkan den starkt ökade nickeldeposi— tionen i närområdet kan komma att få för ekosyste— men är mycket svårt att bedöma, då knappast några ekologiska undersökningar utförts, som skulåe kunna utgöra ett direkt underlag för någon säkrare bedöm— ning. Däremot finns en ganska betydande experimen— tellt—fysiologisk litteratur, som klart visar att nickel i lösning har en förhållandevis hög toxici— tet för skilda kategorier av organismer. Dess lös— lighet i sura jordar är närmast jämförbar med den hos zink och kadmium och väsentligt högre än den hos t ex koppar, vanadin, bly och krom. I närings— lösning hämmas rottillväxten hos skilda arter vid en nickelkonc. av 1—3 ppm, d v 5 vid ungefär samma konc. som med koppar. De första symptomen på för— giftning hos kärlväxter uppträder f ö ofta som en störning i rottillväxten; detta gäller flera olika tunga metaller. Växtrötter har en betydande förmåga att "spärra" metalltillförsel till skottmassan genom att fastlägga metallerna i rotvävnad. Med den tämligen höga löslighet som alltså kännetecknar nickel måste den lS—ZO—dubbling av markhalterna som kan förutsättas med alt.2 leda till vissa fysio— logiska störningar hos växter med produktionsminsk— ning som trolig följd, särskilt om nickelackumula- tionen åtföljs av markförsurning. Man får också, trots rotspärren, räkna med förhöjda nickelhalter i skottmassan, både hos vildväxande arter och hos grödor. Upptagningen i grödor kan i viss utsträck— ning motverkas av kraftig kalkning av jordbruks— marken.

Alt. 4, ett koleldat kondenskraftverk, 2 000 MWel, utrustat med elfilter och rökgasavsvavling, kol med höga metallhalter, kommer att innebära en all— varlig förorening av närmiljön. För kvicksilver blir alt. 4 en gigantisk källa men eftersom emis— sionen förutses nästan uteslutande ske som kvick— silvergas kommer en väsentligt mindre andel än för övriga metaller att deponeras i närområdet, förut— satt att ingen snabb omvandling sker i atmosfären. Men bidraget till den regionala depositionen blir i motsvarande grad större. Ett enda kraftverk enligt alt. 4 kommer uppskattningsvis att öka den samlade depositionen av denna metall i landet som helhet med ca 30 Z.

Även av krom och (sannolikt) arsenik och kobolt blir markackumulationen inom närområdet mycket be— tydande; mer än en 40—dubbling av markens halt kan förutses under en tioårsperiod i 3—6 km zonen. Arse— niken kan förväntas ge störningar i samma eller lik— artade markprocesser som vanadinet, nämligen i fos— for— och kvävemineraliseringen, möjligen även i

kvävefixeringen. För högre organismer är arsenik starkt toxiskt, i stort sett i samma utsträckning som kvicksilver och kadmium. Liksom dessa båda ämnen visar arsenik också en uttalad benägenhet att anrikas och transporteras i näringskedjor. Det har också visat sig tämligen lättupptagligt för grödor på åkermark.

Av kadmium förutses en åtta—dubbling av markkoncen— trationen under tioårsperioden i närområdet. Kad— mium är relativt lätturlakat, åtminstone i skogs— jordar, har alltså en kortare uppehållstid i marken än de flesta andra tunga metaller (jämför Tyler, 1977). Det är höggradigt toxiskt'för växter: en så lång koncentration som 1 mikroM i närings— lösning har visat sig mätbart kunna störa till— växten hos vissa kulturväxter (Pettersson, 1976). De markbiologiska processerna är visserligen inte fullt lika känsliga: en förhöjning av kadmium— och blyhalten i barrskogsmår med en faktor 5—10 genom industriförorening gav ingen negativ effekt på markrespirationen under kontrollerade betingelser men dehydrogenasaktiviteten, som utgör ett något annorlunda mått på den biologiska aktiviteten i marken, var genomsnittligen klart lägre än i kon— trollmaterial (Röhling och Tyler, 1973). I försök med frösådd av älgört i kulturer av rik mulljord som tillförts varierande mängder kadmiumsalt bör— jade tillväxten att hämmas vid kadmiumhalter något över 20 ppm, räknat på jordens torrvikt. Men då hade redan kadmiumkoncentrationen i de bildade skotten stigit till ett värde ca 15 gånger högre än kontrollmaterialets. Något tröskelvärde för be— gynnande upptagning tycks inte finnas, utan en viss ökning av kadmiumhalten i substratet leder till en nästan lika stor ökning av kadmiumhalten i växten. En utförlig översikt av kadmiumupptagningen hos kulturväxter har nyligen publicerats (SNV PM 761)

Vid en samlad bedömning av konsekvenserna för när— området av alt. 4 framstår detta alternativ som oacceptabelt ur miljösynpunkt. Även påverkan på jordbruksmarken kommer att bli så omfattande, bl a betydande upptagning i (och pålagring på) grödor och betesmarker, att jordbruksproduktion inte är att rekommendera inom en radie av åtskilliga km från en sådan anläggning. En ekonomisk skogspro— duktion torde kunna upprätthållas men ett visst produktionsbortfall kan förutses. På längre sikt måste störningar i olika markbiologiska processer kompenseras med skogsgödsling, om produktionsbort— fallet inte skall bli betydande.

3.3.3.3 Geografisk lokalisering

Anläggningarnas lokalisering inom landet har ingen avgörande betydelse för emissionernas inverkan på närområdet. Eftersom den dominerande rörelserikt— ningen för luftmassor över södra Sverige är mot nordost, ger en lokalisering till Ostkusten ett genomsnittligen något lägre nedfall över landom- råden än om anläggningarna placeras på västkusten. Av samma orsak bör ostkustlägena ge ett något mindre bidrag till det regionala nedfallet över Sverige än västkustlägena. Ett studium av vind- rosorna för olika kuststationer visar dock att relativt stora skillnader finns även mellan närbe- lägna stationer. Vindrosornas utseende varierar också med höjden över markytan; den lokala topo- grafiens inflytande minskar naturligtvis med sti— gande höjd. De planerade anläggningarnas exakta placering får liksom Skorstenshöjden härigenom en inte oväsentlig betydelse för spridningen och ned- fallet av partikelemissionen.

Markegenskaperna och markutnyttjandet i området kring en kraftverksanläggning har likaledes en viss betydelse. En anläggning med avsevärd syra och/eller metallemission kan vara något mer accep- tabel ur allmänekologisk synpunkt, om den lokali- seras till den trakt med kalkrika jordar. Detta ställningstagande kan dock stå i konflikt med folk- hälso- och jordbruksekonomiska intressen — kalk— rika trakter är ju vanligen tättbefolkade jord- bruksområden. Av de lägen som markerats i utred— ningsunderlaget kan endast nordligaste Uppland i någon mån tillfredsställa båda dessa motstridiga krav. Den relativt höga kalkhalten i moränerna inom detta område kan på ett effektivare sätt re- ducera tillgängligheten av flertalet tunga metaller och neutralisera syradepositionen än de surare jordar som kännetecknar de flesta andra områden längs ost- och västkusten.

3.3.3.4 Sammanfattande värdering

Ur lokal metallföroreningssynpunkt - utan hänsyn till andra eventuella miljöeffekter - kan min be- dömning av de fem presenterade alternativen samman- fattas på följande sätt:

Alt. 1: I huvudsak acceptabelt men smärre stör— ningar kan på sikt förutses p g a vanadin- anrikning i humustäcket. Alt. 2: Gränsar till oacceptabelt - p g a den stora vanadin- och nickelemissionen kan miljöför- störningar förutses. Försurningseffekter på metallernas löslighet måste även beaktas.

Alt.3: Kan accepteras med tvekan. Vissa miljöför- störningar kan förutses på sikt p g a koppar- anrikning i humustäcket Alt.4: Ej acceptabelt - betydande miljöförstöringar förutses. Alt.5: Acceptabelt

3.3.4. EFFEKTER PÅ FASTMARKSEKOSYSTEM VID TVÅ OLIKA BLYHALTER I BENSIN

Som underlag för beräkningar över framtida blydepo- sition och blyupplagring har värden ur följande källor utnyttjats:

Utredningsunderlagets bilaga 6 (Åslander: Uppgift enligt ur SPI översänd statistik avseende importerad och i Sverige tillverkad motorbensin, SNV 1975-10-01)

Lindau & Sundberg (1974) — SNV PM 428

Beräkningar enligt Röhling & Tyler (1971)-J.Appl. Ecol.8. Ovannämnda utlåtande "Effekter på terrestra ekosystem p g a metallnedfall", inkl. bilagor.

Industriutsläppen av bly inom landet antas år 1985 vara 25 Z lägre än uppgiften i Lindau & Sundberg (1974).

Den regionala genomsnittsdepositionen av bly i öta- land, Svealand och X-län uppgår till ca 20 mg/m

och år enligt beräkgingar med mossmetoden (sydv”stra Götaland ca 30 mg/m , övriga områden 12—20 mg/m ) Ett genomsnittligt mårlager i sögra Sveriges barr- skogar innehåller ca 500 mg b/m . Urlakningen kan beräknas till högst 0,5 mg/m och år. Med nuvarande depositionstakt kommer alltså den totala blymängden i markens humustäcke att ha fördubblats inom loppet av 25-30 år.

1) Om vi förutsätter, att länderna i Väst- och Cen- traleuropa genomför samma reduktion av blyemissionen från industri och bensinförbrukning som Sverige (ca 25 Z från industriandelen, ca 45 Z för bensin- andelen, om 0,14 g/l antages) jämfört med nuläget, skulle den årliga regionala genomsnittsdepositionen i Götal nd, Svealand och X—län minska från ca 20 mg/m till ca 13 mg/m , förutsatt att den naEur— liga komponenten i depositionen är högst 1 mg/m och år (den är sannolikt inte högre att döma av de mycket låga blyhalterna i mossa i t ex Nordnorge). Med denna reduktion skulle ändå den nuvarande bly- halten i markens humustäcke komma att fördubblas inom loppet av ca 40 år p g a att urlakningen för- löper så långsamt.

2) Om inflödet av bly från utländska källor antas förbli oförändrat jämfört med nuläget, blir vinsten med en sänkning av blyhalten i svensk bensin till 0,14 g/l mindre än enligt alt. 1, men ackumulations— takten i fastmarksekosystemen blir dock något lägre än för närvarande. Så länge andelen atmosfäriskt importerat bly i totalnedfallet är okänd kan en närmare precisering inte göras.

3) Om inflödet från utländska källor bibehålls på samma nivå som f n den genomsnittliga blyhalten i svensk bensin bibehålls vid 0,35 g/l och den in- hemska blyemissionen från industri reduceras med 25 Z jämfört med värdet enligt Lindau & Sundberg (1974), kommer ackumulationstakten i ekosystemen att bli något högre än i nuläget. Reduktionen av industriutsläppen kan inte heller helt balansera den ökning av blyemissionen som blir följden av den beräknade höjningen av bensinförbrukningen från ca 4,0 till ca 5,6 milj ton/år.

Med samtliga alternativ kommer kontinuerligt en allt större mängd bly att ansamlas i ekosystemen, främst i de ytliga jordlagren. Urlakningen kan på sin höjd balansera den naturliga komponenten i blynedfallet, vilken enligt vad som ovan sagts måste bedömas som mycket liten. Även med en sänkning av blyhalten i bensinen till noll går utvecklingen i denna rikt- ning, låt vara med en betydligt långsammare hastig- het än f n. Blyet i industriemissionen är tillräck- ligt för en sådan utveckling även i storregional skala.

Hur långt blyanrikningen i ekosystemen kan fortgå utan att irreversibla skador inträffar är ytterst svårt att förutsäga, då nästan ingen forskning som är helt relevant för denna frågeställning ännu bedrivits. Här vill jag hänvisa till det utlåtande som ingavs till Produktkontrollnämnden 1976—11-01 (se avsnitt 3.3.5). Enligt detta utlåtande kan ska- dor i form av en mindre produktionssänkning hos växtligheten i vägnära och urbaniserade områden be— räknas ha skett till följd av blyemission, men reell dokumentation saknas i stort sett. Vissa belägg för påverkan av det lägre djurliv finns i litteraturen och en ökad blyupptagning och blyanrikning är do- kumenterad för olika typer av organismer i vägnära miljöer. Några ekosystemskador till följd av trafik— blyspridningen som är så drastiska att de går att direkt iakttaga utan mer ingående mätningar före- kommer ännu inte. Men när i en framtid sådana ska- dor kan börja uppträda sker detta troligen nästan samtidigt på ett stort antal vägnära lokaler, som under lång tid utsatts för betydande blynedfall och som alltså hunnit upplagra tillräckligt stora mäng— der i bl a de ytliga jordlagren för att en "sanering" utan genomgripande ingrepp skall vara möjlig.

Men avsaknaden av relevant forskning gör i stort sett en prognos över hur mycket bly olika ekosystem kan "tåla" omöjlig. Att belysa konsekvenserna av de två uppgivna blyhalterna i bensin med hänsyn till ekologiska effekter är därför knappast möjligt f n. Vad som emellertid klart kan sägas, är att Så— väl med 0,14 som med 0,35 g bly/liter bensin kommer blymängderna i markens biologiskt aktivaste delar att kontinuerligt öka. Med 0,35 g/l blir denna ök- ningstakt år 1985 något snabbare än f n med 0,14 g/l blir ökningstakten några tiotal procent långsammare än nu. I båda fallen blir urlakningen från fast- marksekosystemen helt obetydlig jämfört med till- förseln genom atmosfärisk deposition.

3.3.5. EFFEKTER PÅ DEN YTTRE MILJÖN VID FORT— SATT ANVÄNDNING AV BLY SOM TILLSATS— MEDEL I BENSIN — PROGNOS OCH RISKVÄR— DERING

3.3.5.l Bakgrund

Genom kontrakt PK-407—76 har åt undertecknad upp- dragits att närmare utreda de konsekvenser en fort— satt användning av bly som tillsatsmedel i bensin kan beräknas få för den yttre miljön. Särskilt skulle anriknings— och upplagringsmekanismer, effekter på mark- och ekosystemprocesser, trans- port i näringskedjor samt eventuella skadeverk- ningar på enskilda organismer beaktas. Enligt över- enskommelse skulle prognosen baseras på en genom— gång av litteraturen inom det aktuella området. Denna genomgång, som blev mycket omfattande, har utförts av fil kand Lennart Folkeson och redovisas i SNV PM 794. Då vi inte ansett det realistiskt att begränsa sökningarna till endast bensinbly har i denna redogörelse alla för frågeställningen rele- vanta arbeten över bly, oavsett kemisk form och ur— sprung, beaktats.

Sedan alkylbly vid förbränning i bensinmotorer till största delen omvandlats till oorganiskt bly är ursprunget inte längre av principiellt intresse för frågeställningen om dess eventuella ekologiska effekter. Blybensinens totala bidrag till den sam— lade depositionen är däremot av generell betydelse. Och fastän omfattande studier över avgasblyets spridning och deposition i den yttre miljön har bedrivits i många olika länder under snart ett år- tionde, är alltjämt förvånansvärt litet forskning utförd som kan belysa de ekologiska effekterna av denna blyspridning. En riskvärdering måste därför i betydande utsträckning baseras på forskningsre- sultat från experimentella arbeten med blyhalter i kombination med allmänna beräkningar och under—

sökningar över spridningens och depositionens kvantitativa och geografiska omfattning.

3.3.5.2 Deposition och markupptagning

Såsom framgår av Folkesons litteraturöversikt till- föres atmosfären årligen ca 1/4 miljon ton bly genom förbränning av bensin. Ungefär hälften av denna mängd deponeras inom ett avstånd av ca 100 meter från trafiklederna medan ca en tredjedel emitteras i form av mycket små partiklar, som sprids över stora avstånd, i någon utsträckning t o m mellan kontinenter. Efter deposition på markytan eller efter att ha kvarhållits i växt- täcket under viss tid adsorberas blyet i de yt- liga jordlagren till humus- eller lerkolloider eller fastläggs till fosfater, järn- och aluminium— föreningar samt (i kalkrika jordar) som karbona- ter. Härigenom blir blyet så svårurlakat, att hu— vuddelen av det bensinbly som deponerats under de ca 25 år som denna metall varit i allmänt bruk som tillsats i bensin, måste bedömas alltjämt ligga kvar i markprofilerna, främst i de ytligare jordlagren. Inga säkra uppgifter om uppehållsti- der i marken finns visserligen ännu att tillgå men preliminära urlakningsförsök med sura humus- jordar har visat att "halveringstiden" uppgår till många decennier. I jordar med lägre surhetsgrad, särskilt leriga och kalkrika jordar, torde uppe— hållstiden vara ännu längre, medan den kan bedö- mas vara kortare endast i surare minerogena jor— dar med grov textur.

Med hänsyn taget till att sammanlagt närmare tre miljoner ton bensinbly hittills emitterats och till att endast några få procent av markens tota— la blyinnehåll som genomsnitt kan anses utbytbara, måste närmare hälften av de ytliga jordlagrens icke-mineralbundna bly inom Europas och Nordame- rikas tätare befolkade områden bedömas utgöra de- ponerat avgasbly. Lokalt kan visserligen industri- emitterat bly representera en större andel men det— ta gäller endast begränsade områden. Generellt ut— gör numera antropogent bly en större andel än det naturliga blyet av de ytliga jordlagrens icke-mine- ralbundna fraktion inom alla industriländers tätt- befolkade delar.

3.5.5.3 Upplagring i och inverkan på växter

Den effektiva fastläggningen i marken reducerar i hög grad blyets löslighet och därmed dess biolo- giska tillgänglighet, vilket är en annan aspekt

på problemställningen. Växternas blyupptagning för- svåras härigenom (jämfört med upptagningen ur näringslösningar). I förorenade jordar fastläggs

ofta stora mängder bly i ytlig rotvävnad, medan betydligt mindre mängder transporteras vidare till skottet. Upplagringen i skottmassan ökar dock med sjunkande pH i marken, varför försurningsprocesser (orsakade av t ex svavelsyra i nederbörd eller bio— logiskt betingad försurning till följd av ändrad markanvändning) så småningom måste leda till en ökad upptagning i växtligheten, särskilt på bly- förorenad mark. För vegetationens blyinnehåll i tätorter och längs vägar är emellertid direktdepo- sitionen på skottmassan av klart större omfattning än upptagningen via rötterna.

Några växtskador som klart kan tillskrivas denna pålagring av avgasbly torde aldrig ha rapporterats, men svårigheten att skilja effekten av bly från eventuella effekter av andra föroreningar från motortrafiken är stor. Ingen egentlig forskning på detta område har heller ännu bedrivits, medan stort intresse har ägnats spridningen och deposi- tionsmönstret. Man vet däremot, att det bly som fastläggs på blad— och övriga skottytor endast till obetydlig del tränger vidare in i vävnaderna.

Med beaktande av all tillgänglig information före— faller det mindre sannolikt, att högre växter kan utveckla synliga skador på det oorganiska avgasbly som anlagras på dem. De större partikelfraktionerna kan eventuellt reducera fotosyntesen och därmed produktionen något genom att delvis "täppa till" klyvöppningar, men detta skulle alltså ha rent meaniska orsaker och det är därvid likgiltigt huru- vida partiklarna innehåller bly eller ej. Fullt möjligt är emellertid även, att så mycket av blyet i partikelfilmen på bladytorna vid vissa vädersi- tuationer kan gå i lösning, att viktiga funktioner i bladet kan störas. Det gäller framför allt vid hög luftfuktighet i kombination med hög halt av sura gaser i luften. Fysiologiska försök har så- lunda visat, att blykoncentrationer av storleks- ordningen 1-2 ppm i vattenlösning kan hämma klyv- öppningsmekanismen. Samma koncentration är för övrigt tillräcklig för att delvis inhibera koldi- oxidassimilationen och ATP-syntesen i isolerade kloroplaster. Detta leder knappast till några ka— rakteristiska skadebilder förrän i ett relativt lång framskridet stadium av förgiftning, men foto- syntesstörningar medför alltid minskad produktion av skott- och rotmassa och därmed minskad konkur- rensförmåga hos den utsatta arten.

En stigande blyhalt i marken leder vidare till en ökning av blyhalten i Växtrötter. I första hand är det dock i kontaktytorna mellan rot och mark som blyet avlagras, sannolikt genom flera typer av ut- fällningsmekanismer.

Detta ytligt avlagrade bly tycks inte i någon vä- sentlig utsträckning hämma växtens metabolism. Vissa försök indikerar dock, att Växtrötter i bly- rika miljöer ersätts snabbare än normalt, vilket skulle innebära visst slöseri med energi jämfört med normalmiljön. Försök med näringslösningar har dessutom entydigt visat, att bly hämmar rottill- växten hos studerade arter, men ofta inte förrän höga halter uppkommit i rotvävnaden.

Ytterligare en viktig aspekt på avgasblyets inver- kan på högre växter är, att alkylblyföreningarna endast ofullständigt omvandlas till oorganiskt bly i bilmotorerna. Betydande mängder oförbränt alkyl— bly av högre allmän biologisk toxicitet emitteras härigenom. På rent teoretiska grunder måste dess- utom alkylbly bedömas ha lättare att penetrera blad— vävnad än oorganiskt bly och nå biologiskt aktiva delar av Växten. Några egentliga undersökningar rö- rande eventuella effekter av organiskt avgasbly på höga växter under fältförhållanden har dock knappast utförts.

Sammanfattningsvis kan konstateras, att användningen av bly som tillsats i motorbränslen sannolikt med— för ett visst produktionsbortfall hos vegetation i särskilt utsatta områden, främst i närheten av vä- gar, och att effekten kan möjliggöras eller för- stärkas genom sura, gasformiga föroreningar som ökar blyets löslighet på bladytorna. Däremot skall man inte vänta sig finna något klart manifesterade vegetationsskador som till övervägande del kan till— skrivas deponering av avgasbly. Men en fortsatt an- vändning av bly i bensin kommer att medföra en fort— gående upplagring av bly i marken, särskilt inom tättbefolkade områden, där urlakning och övrig borttransport ej tillnärmelsevis kan balansera den nuvarande tillförseln. Detta kommer att leda till att även rotupptagningen av bly ökar, i synnerhet om det samtidigt sker en markförsurning. En hämning av i första hand rottillväxten kan bli följden av denna ökade upptagning även om blyet främst fast— läggs i ytlig rotvävnad. Vid vilken föroreningsgrad som denna hämning kommer att kunna påvisas beror inte endast av markens blyhalt utan i hög grad av t ex specifika artegenskaper och inverkan av andra föroreningar, främst sådana som leder till markför- surning.

3.3.5.4 Upplagring i och inverkan på djur

Många olika djurgrupper har visat sig kunna lagra avgasbly främst genom upptagning ur kontaminerad föda. Det är framförallt djur i biotoper gränsande till vägar som varit föremål för studier. Smågna- gare av skilda arter från sådana biotoper kan inne- hålla mångdubbelt mera bly än på kontrollokaler och skeletthalter upp till ca 20 gånger högre än hos djur i kontrollgruppen har rapporterats.Markant förhöjda halter i olika inre organ liksom i blad har konstaterats hos vägkantspopulationer av olika vertebrater. Stadspopulationer av duvor känneteck— nas av höga blod— och skeletthalter. Hos husdjur som uppfötts på foder från närheten av vägar har blyhalten ökat märkbart i skelett samt i inte or- gan som lever, njurar och mjälte och blyhalten i mjölk från kor har under sådana förhållanden också ökat väsentligt. Denna upplagring av bly är i dessa fall fullt mätbar långt innan några utåt märkbara symptom på förgiftning förekommer.

Även populationer av lägre djur vid vägar har visat sig upplagra bly långt utöver motsvarande popula- tioner på kontrollokaler. Förna- och humuslevande organismer, t ex daggmaskar, kan visa en koncentra- tionsgradient i riktning mot vägar som motsvarar eller t o m överstiger gradienten i de ytliga jord- lagren. På insekter har intressanta studier utförts av blyupptagning i vägkantspopulationer. Det har bl a visats, att rovinsekter har högre blyhalt än insekter som lever på växter eller växtsafter, vil- ket direkt indikerar en transport och anrikning av bly i näringskedjorna. Hos skalbaggar har mer stationära arter nära vägar högre blyhalt än mera rörliga former.

Frågan om huruvida anrikningen i djur av bly från motortrafik har någon inverkan på faunans samman— sättning är ännu så ofullständigt belyst, att några slutsatser knappast kan dragas. Man har dock i an- slutning till anrikningsstudier konstaterat, att vissa insekt- och spindelgrupper uppvisade ett lägre art- och delvis även individantal vid väg med stor trafikvolym än vid väg med liten trafikvolym och på kontrollokaler. Det måste bedömas som osannolikt, att en så omfattande blyanrikning som den som kon— staterats i skilda djurgrupper skulle vara helt utan biologisk betydelse. I experiment med försöks- djur har man t o m påvisat, att vissa djur kan upp- visa fullt tydliga reaktioner på blyhalter som är långt mindre än dem som leder till upplagring i kroppen. Motsatt förhållande tycks dock vara van- ligare (jämför ovan). Rent allmänt är unga individer

dessutom oftast klart känsligare än vuxna. Den ök— ning av blyhalten i mjölk, som påvisats som ett resultat av uppfödning av kreatur på avgasblykonta— minerat foder, är därför särskilt allvarlig.

Det finns vidare anledning misstänka, att det ben— sinbly som emitteras som oförändrat tetraetylbly kan vara en långt allvarligare förorening än vad dess andel av den totala blyemissionen skulle moti— vera. Vid experiment med injicering av tetraetyl— bly på försöksdjur omvandlades sålunda en stor del till trietylbly, som har hög toxicitet och stabili— tet och endast utsöndras mycket långsamt. En acku— mulation skedde härvid i olika inre organ.

Sammanfattningsvis kan konstateras, att en upptag— ning och i vissa fall anrikning av avgasbly i nä— ringskedjor får anses väl dokumenterad och torde ha generell giltighet för områden nära vägar och i tätorter. Även om nästan inga skadeverkningar som klart kan knytas till avgasblyet ännu har kunnat beläggas, bör en så omfattande upptagning av en po— tentiell toxisk substans inte negligeras som bety— delselös. Dessutom torde här liksom beträffande växtligheten påpekas, att endast mycket allvarliga förändringar (närmast av katastrofartad natur när det gäller en så allmänt uppträdande förorening som bly) kan komma att uppmärksammas utan ingående ekologiska undersökningar. Då forskningen kring problemet med bly i den yttre miljön nästan undan— tagslöst varit inriktad på haltbestämningar, inte på effektstudier, skall man därför inte heller för— vänta sig att finna någon dokumentation som belyser frågeställningen i detta avseende.

3.3.5.5. Effekter på mikroorganismer och ned— brytningsprocesser

Det med avgaserna emitterade blyet tillförs förr eller senare marken, där det framförallt binds till de övre jordlagrens humuskomponent. Härigenom blir blyet till stor del mycket svårlösligt och genom den mycket långsamma urlakningen k 0 m m e r m a r— k e n 5 b 1 y h a l t f o r t 1 ö p a n d &

a t t 5 ' 0 a ä v e n o m d e n t o t a l a b 1 y e m i o n e n t i l l a t m 0 5 f ä— r e n h å l l s k 0 n s t a n t. Teoretiskt bör visserligen så småningom uppstå balans mellan de— position och urlakning men de flesta jordar har av tillgängliga uppgifter att döma mycket långt kvar till denna jämvikt.

Att en stor del av blyet, särskilt i naturjordar, bundits till markens organiska material kan natur- ligtvis misstänkas ge effekter på nedbrytnings— och mineraliseringsförloppen i likhet med vad som framkommit vid studier av barrförna och mårjordar som förorenats med koppar— och zink från metall— industri. Veterligt har dock hittills inga liknande undersökningar utförts på jordar förorenade med av— gasbly. Industriell tungmetallförorening där bly utgjorde en dominerande del har visat sig hämma de— hydrogenasaktiviteten och i viss mån även markre— spirationen men de studerade halterna var i genom— snitt högre än dem som förekommer i vägkantsjordar och övriga metaller i föroreningen kan också ha inverkat. På jordar som till stor del utgöres av industriellt blyavfall är enligt flera undersök— ningar den biologiska aktiviteten starkt reduce— rad men i vilken utsträckning detta beror på brist på organisk substans resp på blyet toxicitet är tämligen outrett.

Experimentellt har man genom tillsats av blysalter eller blyoxid till mineraljordar av olika textur framkallat förändringar av jordarnas biologiska aktivitet, men oftast har höga halter erfordrats för att framkalla någon signifikant effekt. Kol— mineraliseringen, mätt som markrespiration, hämmas vanligen av större tillsatser blysalter. En blyhalt av 100 ppm till lerjord hade ingen effekt, medan sandjordar förefaller känsligare. Lerkolloidernas blybindande egenskaper spelar här in. Den biologiskt nitratbildningen i mulljord har å andra sidan vi— sat sig kunna fortgå normalt och t o m öka vid höga halter blyacetat. Ökningen av bildat nitrat jäm- fört med kontrollmaterial torde bero på att kväve— förbrukande mikroorganismer slås ut av den höga blysaltkoncentrationen i mediet. Aktiviteten av markfosfataser — enzymsystem som katalyserar spjälk— ningen av organiska fosforföreningar — påverkas ej av en blykoncentration av 2 000 ppm, beräknat på jordens torrvikt. Det gäller såväl mull— som mår— jord.

Av de fåtaliga uppgifter som föreligger om svampars blyupptagning ur marken (oftast analyser av ovan— jordiska fruktkroppar) måste man dra slutsatsen, att hattsvampar i allmänhet inte tycks ackumulera bly på normaljordar. Beräknat på torrsubstansen är deras blyinnehåll snarare lägre än kärlväxters från jämförbara lokaler, vilket inte tyder på att de skulle utgöra en grupp som är speciellt känslig för måttlig blyförorening. Det är dock inte helt givet, att halten i fruktkrOppar återspeglar upp- tagningen av bly i mycelet.

Sammanfattningsvis kan sägas, att det f n inte finns underlag för någon bedömning av avgasblyets even— tuella inverkan på markmikroorganismer samt humi— fierings- och mineraliseringsprocesser. Någon forsk— ning på detta område har ännu inte bedrivits och att generalisera med utgångspunkt från resultat som erhållits vid arbeten med andra typer av metall— föroreningar låter sig knappast göras. Ett allmänt intryck är emellertid, att oorganiskt bly vid lika koncentration är klart mindre toxiskt för flera fundamentala markprocesser än t ex koppar och kad— mium. Detta skall dock ställas i relation till den betydligt större emissionen av bly till den yttre miljön.

3.3.5.6 Slutsatser

Det framgår av ovan givna översikt, att föroreningen med bly från bilavgaser ännu inte medfört några klart påvisbara skador på den terrestra miljön. Förutsättningarna att mer gradvisa förändringar skall ha undgått att uppmärksammas är dock givna, då nästan ingen forskning ännu bedrivits över eko— logiska effekter av avgasbly. Nästan all forskning på bly i den yttre miljön har hittills varit in— riktad på spridning och deposition samt upplagring i mark och organismer. Dessa förlopp är nu åtmin— stone delvis mycket väldokumenterade. En omfattande upplagring av avgasbly har sålunda skett i mark, växtlighet och djurliv inom tättbefolkade och indu— strialiserade områden. Transporter i näringskedjor har påvisats för vägnära och urbaniserade miljöer och en upplagring i mark och mosstäcken fortgår över vida områden av norra halvklotet.

Den allvarligaste aspekten på detta förorenings— problem är enligt min bedömning det faktum, att även en k 0 n s t a n t emission av avgasbly kon— tinuerligt leder till en 6 k & d markförorening. Ur ekologisk synpunkt kan det därför inte anses för— svarbart att i längden fortsätta att sprida en i princip toxisk och oförstörbar substans som dess— utom har en så lång uppehållstid i marken. Vidare måste det på teoretiska grunder anses odiskutabelt, att en fortgående försurning av den yttre miljön leder till att blyets biologiska tillgänglighet ökar.

Att inga ekologiska verkningar av blyspridningen har iakttagits beror enligt min bedömning på av— saknaden av relevant forskning inom området. Vad gäller växtligheten skall man inte förvänta sig några klart iakttagbara skador, helt enkelt be— roende på att blyförgiftning inte leder till några

manifesterande symptom förrän i mycket framskridet stadium. Assimilations— och fotosyntesnedsättning samt hämmad rottillväxt är störningar som inträffar långt tidigare men är svåra eller omöjliga att upp— täcka utan ingående mätningar. Med utgångspunkt från de talrika fysiologiska och ekologiska försök som företagits med blysalter måste det enligt min mening bedömas som mest sannolikt, att sådana stör— ningar verkligen förekommer i vägnära och urbani— serade områden till följd av förorening med bly ur bilavgaser.

Produktionsnedsättningen torde ur ekonomisk syn— punkt dock ännu vara helt marginell. De mest om— fattande skadorna kan, med ledning av andra toxiska substansers beteende och de sporadiska undersök— ningar som hittills utförts, förväntas ha inträffat på djurlivet i vägnära miljöer. Även balansför— skjutningar mellan olika grupper eller arter av mikroorganismer är sannolika men dokumentation saknas helt.

3.3.6 DISKUSSION

Av fundamental betydelse för bedömning av effekter— na på ekosystemen är metallhalterna i kol, som är proportionella mot utsläppen, samt depositionsmät— ningarna. Dessa frågor har diskuterats närmare ovan i avsnitt 2.7 och 2.8. Av tidsskäl har utredningarna av effekterna fått begränsas till vissa givna mest troliga förutsättningar och det bör understrykas att beräkningarna och bedömningarna måste betrak— tas som räkneexempel. Tyvärr var inte SMHI:s depo— sitionsberäkningar (se avsnitt 2.8) klara när G Tyler genomförde sin utredning, varför detta fall inte har medtagits. Som framgår av diskussionen i avsnitt 2.7 och 2.8 är underlaget för beräkning av metallutsläpp och deposition mycket ofullständig. Sammanfattningsvis kan anföras att Tyler har räk— nat på ett fall med stor närdeposition och för vissa alternativ relativt stora metallutsläpp. Det bör emellertid understrykas att valda metall— halter inte är maximala. För de två metaller som ger de största effekterna, kadmium och kvicksilver, finns kol med betydligt högre halter, 40 resp 100 pg/g, och därmed större emissioner.

De allvarliga effekter både lokalt och regionalt som beskrivits ovan kan alltså bli betydligt större. Skulle å andra sidan SMHI:s depositionsberäkningar vara riktigare än G Tylers blir effekterna i närom- rådet mindre än vad som beskrivits, om samma

metallutsläpp antages. Tylers antagna värden för kvicksilverdeposition överensstämmer i stort med det ogynnsammaste fallet i avsnitt 2.8.4.

Tyvärr har G Tyler erhållit värden för utsläppen av koppar från de koleldade kraftverken som inte stämmer med uppgifterna i avsnitt 2.3 och detta har av tidsskäl inte kunnat rättas till. Utsläppen har till C Tyler uppgiVits som 19,9 t/h för alt 3 och 4 t/h för alt & (tabell 3.3:2) men skall enligt avsnitt 2.3 vara omkastade. Eftersom beräkningarna och bedömningarna gjorts för exempel på utsläpps— situationer torde denna mindre avvikelse sakna be— tydelse för de slutsatser som dragits. Till G Tyler uppgivna data framstår inte som osannolikare än

de som framgår av avsnitt 2.3.

Med hänsyn till de stora osäkerheter som redovisats i denna utredning om emissioner och deposition av metaller samt effekterna härav på ekosystemen avses ett försök göras att i samband med verksamheten inom Energikommissionen förbättra underlaget här- vidlag.

3.4 EFFEKTER PÅ AKVATISKA EKOSYSTEM P G A METALLNEDFALL

3.4.1 INTRODUKTION

Uppgiften består i att utifrån vissa givna förut— sättningar, som kommer att preciseras längre fram, försöka utvärdera effekterna på akvatiska ekosystem av luftburna metallföroreningar från fossilbränsle— eldade kraftverk (med eller utan stoftavskiljning) vilka matas med olja alternativt kol med lågt eller högt metallinnehåll. Rapporten har utarbetats av Göran Lithner vid naturvårdsverket (SNV) forsknings— avdelning.

3.4.2 PRINCIPUNDERLAG

Eftersom inget användbart eller allmänt accepterat prognosinstrument finns för närvarande, har jag valt att, i den mån underlag finns, göra extrapo— leringar utifrån dagssituationen. Dessa komplette— ras med diverse antaganden vilka i stor utsträck— ning baseras på tillgänglig litteratur. Någon mer ingående analys och sammanvägning av existerande litteratur inom området har av tekniska skäl inte varit möjlig. Det är dock tveksamt om detta på nu— varande stadium i väsentlig grad skulle ändra på premisserna och slutsatserna. Urvärderingen av skadenivåer, eller ännu hellre "säkra” nivåer, utgör den besvärligaste frågan. Förhoppningsvis kommer den av SNV föranstaltade riktvärde—utred— ningen att bringa ökad klarhet i denna fråga.

Det kan här vara på sin plats att påpeka att den i överskriften angivna ambitionsnivån, nämligen att bedöma effekter på "ekosystemen”, inte kan tas alltför bokstavligt eftersom underlaget idag är närmast obefintligt när det gäller att bedöma hur ekosystemen i sin helhet reagerar på miljögifter. Jag har därför förutsatt att detta inte varit av— sikten utan att man avser effekter på delar av eko— systemen. Detta kan vara för miljöföroreningar sär— skilt känsliga arter eller organismgrupper, t ex Växtplankton, bakterier och fiskar, vilka var och en för sig spelar en viktig roll i vattnens ämnes— hushållning. En annan vägledande princip bör vara att vid bedömningen utgå från de typer av sjöar och vattendrag som idag kan bedömas vara känsligast för påverkan.

Ett första steg i utvärderingen har bestått i att försöka beskriva den nuvarande inverkan av luft— burna metaller på våra sjöar och vattendrag, vilket förvisso inte är någon lätt uppgift. Eftersom ingen sammanfattande bedömning presenterats tidigare, redovisas i det följande (avsnitt 3.4.3) en pre— liminär, för detta ändamål framtagen, översiktlig redovisning och bedömning av läget i SV Sveriges sjöar ("västkustsjöarna" och O—snittets" sjöar) baserad på data som framtagits av SNV:s undersök— ningslaboratorium. Denna genomgång, som för att inte undandra sig läsarens bedömning, har med nöd— vändighet blivit ganska omfattande. Den rymmer ock— så huvuddelen av premisserna för den fortsatta ut— värderingen (avsnitt 3.4.4). Utvärderingen har upp— delats i två avsnitt. Det första behandlar den re— gionala (storskaliga) påverkan (3.4.4.l) och det andra den lokala (3.4.4.Z), utvärderingen har gjorts med utgångspunkt från förhållandena i SV Sveriges sjöar.

Inverkan på yt— och grundvattentäkter för dricks— vatten har ej särskilt behandlats, men har bedömts i ett fall, där uppenbara skäl antagits föreligga. Påverkan på Östersjön behandlas separat och mycket preliminärt i avsnitt 3.4.5.

3 . 4 . 3 BAKGRUNDSBESKRIVNINGX)

I litteraturen finns flera fall beskrivna där man har funnit att lufttransporterade metaller av an— tropogent ursprung utgör en betydande belastning på sjöar och vattendrag. Som exempel kan nämnas Lake Michigan i USA där merparten av den antropo— gena blytillförseln till sedimenten beräknats komma via luften (Edington och Robbins, 1976) och där man menar att också bidragen av zink, koppar och nickel denna väg är betydande (Winchester och

Nifong, 1971)

I Kanada har starkt förhöjda halter av nickel och koppar uppmätts såväl i mark och växter som i sjöar och vattendrag långt ifrån föroreningskällan. som

i detta fall utgörs av INCO:s smältverk i Sudbury (Hutchinson och Whitby, 1974; Hutchinson et al, 1976) Förhöjda metallhalter i sediment och förhöjda kvicksilverhalter i fisk har också uppmätts i flera sjöar runt Rönnskärsverken (Från undersökningar gjorda av Skellefteå hälsovårdskontor och Livsme- delsverket; Länsstyrelsen i Västerbottens län). I Norge har omfattande regionala sjöundersökningar visat att halterna av vissa metaller i sjövatten tilltar i riktning söderut och når ett maximum i de starkast försurade sjöarna (Henriksen et al, 1976)

X) Bakgrundsbeskrivningen har utarbetats i samar— bete med I Björklund, W Dickson och K Johansson, SNV.

3.4.3.1 Inverkan av luftburna metaller på sedi— ment— och vattenkemi i SV Sveriges

sjöar

Vad gäller situationen på svenska västkusten har en del data redovisats som indikerar haltförhöj— ningar av vissa metaller i sediment och vatten till följd av nedfall från atmosfären och försur— ning (Dickson, 1975 och SNV PM 715). Omfattande undersökningar pågår för närvarande i "västkust sjöarna" (N, O,P—län) och i "O—snittets" sjöar (mellan Halmstad och Jönköping), där syftet är att följa upp effekterna av försurningen och metall— nedfallet på de akvatiska ekosystemen. (jämför fi— gur 3.4.14). En del av de data som framkommit i samband med dessa undersökningar skall i det föl— jande ägnas ännu en mer ingående analys.

Tyvärr saknas för närvarande mätdata för flera av de metaller som är av intresse i detta sammanhang, vilket gäller främst ämnena vanadin, molybden, ar— senik och till en del nickel. Vanadin och nickel utgör ju i detta sammanhang ett par av "nyckelele— menten". För att hjälpligt "täcka in" också dessa kommer i det följande vissa analogislutsatser att dras utifrån andra metallers förekomst i vatten och sediment och tillgängliga luftnedfallsdata. Uppgifter om olika metallers förekomst i biota saknas i stort sett för det aktuella området. Undan— tag utgör kvicksilver där förekomsten i fisk ingå— ende undersökts i ett stort antal sjöar i "0— snittet". Dessa data är ännu ej slutbearbetade men kommer att kommenteras något i det följande.

Sediment har i många sammanhang visat sig väl läm— pat för diagnostik av föroreningspåverkan, vilket gäller också i detta fall. Med hjälp av sediment— proppar som insamlats från några sjöar i nedre delen av Viskans avrinningsområde (se figur 3.4:14), vilka skiktats och analyserats m a p metallinne— håll, har föroreningsutvecklingen kunnat följas upp— skattningsvis ett 100—tal år bakåt i tiden (Kjell Johansson, in prep.) Genom att jämföra halterna i (recenta) ytsediment med de halter som uppmätts i äldre sediment (som avsatts under förindustriell tid) är det möjligt att för varje metall utläsa den antropogena påverkan idag, enligt tabell 3.4:L

Tabell 3.4:1

Cd Co Cr Cu Hg Ni Pb Zn

mg/kg TS A ytsediment (MV) 3 20 715 38 0,2 715 250 350 B bakgrundshalt 0,3 20 15 22 0,05 15 25 125 Relativ påverkan (kvoten AzB) 10 1 1 1,7 4 1 10 2,8

Det visar sig här att halterna bly och zink kvan— titativt mätt tilltagit mest, men att också till— skotten av kadmium och kvicksilver är relativt sett betydande. Eftersom de aktuella sjöarna inte torde vara nämnvärt belastade av andra metallutsläpp måste man konstatera att merparten av haltförhöj— ningarna under senare tid sannolikt orsakats av luftburna metallföroreningar. Eftersom flertalet av dessa sjöar har pH—värden som ligger mellan 6 och 7, och alltså inte hör till de mest försurade, förefaller det rimligt att anta att försurningsbe— tingade förskjutningar av metallbalansen, i sjöarna och omgivande marker i sig har i väsentlig grad bi— dragit till det nuvarande tillståndet.

Det faller sig här naturligt att ställa de i tabell 3.4:1 redovisade data i relation till den nuvarande luftnedfallssituationen. Lyckligtvis är denna, när det gäller metaller, idag noggrannt kartlagd för större delen av landet genom de mätningar på land— mossor som utförts av Röhling och Tyler (1973). Di— rekta mätningar av metallnedfallet har dock gjorts i mycket liten utsträckning. I det följande har jag utgått från de beräkningar av luftnedfallet i södra Sverige som redovisats av Tyler i utred— ningen "Effekter på landekosystemet p g a metall— nedfall" (avsnitt 3.3). Dessa siffror, som gäller totala nedfallet över södr Sverige, har i tabell 3.4:2 omräknats till kg/km och år. Med utgångs— punkt från dessa siffror och de regionala halt— fördelningsmönstren (enligt Röhling och Tyler, 1973) har uppkorrigeringar i en del fall gjorts (gäller särskilt bly, zink, kadmium och kvicksil— ver) så att siffrorna bättre ska svara mot nedfalls— situationen i landets sydvästra del. Dessa siffror har införts under de tidigare i tabell 3.4:2. Vad i övrigt gäller relevansen hos föreliggande luft— depositionsdata hänvisas till Tylers kommentarer i 3.3 och (Röhling och Tyler, 1973). Ett par på— pekanden kan dock vara på sin plats. Tyler säger i sina kommentarer (avsnitt 3.3) bl a att mätunder— laget när det gäller vanadin är knapphändigt. För molybden och arsenik anges sannolika storleksord— ningar, medan kvicksilverangivelserna är svåra att bedöma eftersom reemissionens storlek är okänd.

Tabell 3.4:2

Deposiiion

(kg/km och

år)

A. S Sverige »0,4 B. SV Sverige NO,5

X)

C. Halter l jord (mg/kg TS) "Bakgrunds— värden" 6

Relativ belastning i SV Sverige (kvoten B:C) 0,1

X)

(YO _a OO

Uppgifterna hämtade ur Pettersson,

15 15 0,06 2 15

som där uppgifter tagits ur Bowen, 1966 och Bengtsson och Tyler,

20 40

15 15

2,7

1976.

0,25

1976 (SNV PM 761) utom för As och V

28 50

60

För att på liknande sätt som tidigare ge en upp- fattning om föroreningstrycket redovisas i tabell 3.4:2 också uppgifter om olika elements naturliga förekomst i marken. Genom att för varje element dividera deponerad mängd med halten i jord erhålls (underst i tabellen) ett mått pa den relativa be- lastningen. Det bör observeras att dessa siffror, som beräknats genom att dividera inkomparabla en— heter, bara kan användas för en översiktlig jäm— förelse mellan olika element, däremot inte för ut- värdering av reella haltförhöjningar som tidigare gjordes för sjösedimentens del.

Resultatet av en sådan jämförelse, om än mycket grov, indikerar att belastningen av luftburna me- taller på mark idag är störst för metallerna kad— mium, kvicksilver, bly och zink (med kvoter B:C mellan 6 och 0,8) medan vanadin och koppar intar en mellanställning (0,2—0,3). Lägst i denna skala hamnar nickel, krom, kobolt, molybden och arsenik (0,05—0,15). Bilden överensstämmer alltså i stort med den som tidigare beskrevs för sedimenten, där också metallerna kadmium, kvicksilver, bly och zink kom i första rummet. För nickel, krom, kobolt och arsenik har heller inga förhöjningar i sedimenten kunnat fastställas. Däremot har för koppar, som enligt tabell 3.4:2 intar en mellanställning, en 70—procentig uppgång kunnat konstateras i recente sjösediment, vilken mycket väl kan bero på luft— nedfallet. Det ligger därför nära till hands att tro att också vanadinhalten för närvarande är mät— bart förhöjd i sjöarna, vilket just nu tyvärr inte kan beläggas då mätdata saknas.

Luftföroreningarnas roll för sjöarnas metallbalans har ytterligare kunnat belysas genom att i bear— betningen också inbegripa data rörande metallned— fall (Skärby, 1975; Svedung, 1976) och sediment— kemi i Rönnskärsområdet. Härigenom har sedimentets innehåll av metaller kunnat relateras till några olika belastningssituationer. Detta åskådliggörs av det dubbellogaritmiska diagrammet (figur 3.4:15). där det tydligt framgår att det föreligger ett po— sitivt samband mellan ökat metallinnehåll i sedi— menten och nedfallet från atmosfären.

En viktig fråga i sammanhanget är givetvis att kvantifiera de metallmängder som sammanlagt når sjöarna genom luftnedfall och att ange hur dessa mängder ställer sig i relation till den naturliga tillförseln genom vittringsprocesser. Ur ekologisk synvinkel är det dessutom viktigt att känna metal— lernas fördelning i ekosystemet — d v 5 inte bara deras förekomst i sedimenten utan också i vatten och biota. Eftersom inga regelrätta budgetberäk— ningar gjorts för att belysa dessa frågor får vi nöja oss med att utifrån existerande mätdata och litteraturen söka ange några sannolika storleksord-

För att uppskatta hur mycket metaller som årligen deponeras i sedimenten har jag valt att utgå från de tidigare nämnda Viskansjöarna. Eftersom den år— liga sedimenttillväxten inte är känd görs antagan— det att denna uppgår till 1—2 mm vilket förefaller rimligt med hänsyn till sjöarnas näringsstatus. Med ledning av sjöarnas storlek och morfometri kan man också sluta sig till att erosions- och transport— bottnar sannolikt intar en arealmässigt underord— nad roll. Vidare förutsätts att de uppmätta metall— halterna är representativa för sjöarna i sin hel- het. Torrsubstanshalten i sedim nten sätts till 10 Z och tätheten till 1,1 g/cm , vilket ganska väl återspeglar förhållandena i något djuare kon— soliderade sediment. Den under dessa premisser beräknade årliga depositionen i sedimenten redo- visas i tabell 3.4:3 tillsammans med uppgifter på depositioner från atmosfären.

Tabell 3.423

Cd Cu 2 Hg Pb Zn

kg/km och år Deposition i sediment

1 mm/år 0,3 1,6 0,02 25 25 2 mm/år 0,6 3,2 0,04 50 50 Deposition från atmosfären (enl tab 3.4:2) 0,6 2,5 0,15 40 50

Enligt dessa beräkningar ligger depositionen i se— dimenten på samma storleksordning som luftned— fallet på sjöarna. Detta indikerar att nedfallet på själva sjöytan utgör en betydande post, vilket inte i och för sig utesluter att transporten via omgivande marker kan vara betydande. Utifrån upp— gifter i litteraturen kan man våga anta att mellan 1 och 5 X i varje fall inte mer än 10 Z, av vad som faller på omgivande marker så småningom når fram till sjön. I det aktuella fallet uppgår sjö— ytan i medeltal till 10—20 % av avrinningsområdenas ytor, vilket innebär att metallnedfallet blir 4—9 gånger större på omgivande marker jämfört med vad som faller direkt på sjöarna; under förutsättning att nedfallet är jämt fördelat. Om man utgår från det relativt ogynnsamma fallet att inte mer än 90 % fastläggs i marken så blir transporten denna väg 0,4—0,9 gånger mer än som faller direkt på sjön, vilket gäller bara under förutsättning att fastläggningen i uppströms belägna sjöar är för— sumbar. I Viskanfallet förefaller det, även med hänsyn tagen till osäkerheten i de tidigare beräk— ningarna och de metallmängder som enligt utförda

analyser befunnit sig i vattenmassan, knappast tro— ligt att påslaget från omgivande marker uppgått till mer än 50—100 %. Eftersom bly besitter en dokumenterat låg rörlighet både i mark (se t ex Tyler, 1977) och sjöar bör detta element vara väl lämpat att fungera som något av en "inre standard" som här kan användas för att uppskatta rörligheten hos de andra metallerna. Detta görs enklast genom att i tabell 3.4:3 metall för metall dividera de mängder som beräknats hamna i sedimenten med mot— svarande luftnedfallssiffror. Utgående från en år- lig sedimenttillväxt på 1,5 mm blir förhållandet depositionen i sedimenten och depositionen från at— mosfären följande.

Pb = 1,0 Cu = 0,9 Zn = 0,8 Cd = 0,8 Hg = 0,2

Resultaten av denna jämförelse är visserligen gan— ska osäkra eftersom de inte baseras på lokala luft— nedfallsmätningar från området. Det är dock intres— sant att notera att blyet, som ovan antagits, upp- visar den högsta fastläggningsgraden, medan t ex kadmium enligt detta betraktelsesätt är mer rörlig, vilket stämmer väl med egna erfarenheter och vad som står att läsa i litteraturen. Förvånande är å andra sidan det faktum att kvicksilver uppvisar den lägsta fastläggningsgraden av samtliga metaller. Detta tyder på att antingen depositionen av luft— buret kvicksilver kraftig överskattats eller att merparten av det kvicksilver som deponerats i sjöarna befinner sig i vattenfasen och (till mindre del) i den biologiska delen av ekosystemet. Det senare förefaller inte orimligt med tanke på att relativt höga kvicksilverhalter (omkring 0,5—l mg/ kg) i fisk uppmätts i flera sjöar från Viskanom— rådet .

Efter att sålunda ha berört hur den antropogena tillförseln av metaller återspeglas i sjösedimen- ten skall fortsättningsvis ett försök göras att utifrån vattenkemiska data komplettera bilden.

För detta ändamål har i tabell 3.4:4 sammanställts mätdata från "västkustsjöarna" och "O—snittets sjöar" samt, som jämförelse, en del uppgifter från norska insjöar (Henriksen et al, 1976) och vatten— drag (Jacks, 1976). Värdena anger medelhalter.

Tabell 3.414

Cd Cu Pb Zn pg/l ytvatten

Sverige aug—76 "O—snittet"x) o,2£0,1 (5 1,330,8 735 "västkustsjöar" 0,1—0,06 (5 0,6—0,5 8—8 våren 76 + + + "västkustsjöar" 0,1—0,05 (5 1,5—0,4 28—8 Norge Södra delen sjöar 0,19 2,8 2,3 12 älvar 0,24 —— —— 11 Norra delen sjöar 0,26 1,2 2,0 6 älvar' 0,05 —— —— 5 X)

Anm. Vid behandlingen av kadmiumdata från "0— snittet" har vissa extremvärden (i haltinterv. 0,5—l pg/l) t v ej medtagits.

Några kommentarer till tabellen är motiverade. För att börja med de svenska sjöarna så visar tabellen, att kadmium och blyhalterna vid augustiprovtag— ningarna 1976 låg högre i "O—snittet" än i "väst— kustsjöarna". Detta överensstämmer i storlek med haltfördelningsmönstren i landmossor (Röhling och Tyler, 1973) som visar att belastningen av dessa metaller är störst i "O—snittsregionen". Detta exemplifieras i figur 3.4:14 för bly. Enligt norska mätningar ligger bly— och kadmiumhalterna i syd— norska sjöar och älvar på ungefär samma nivå som i "O—snittets" sjöar.

För att kunna bedöma vad dessa halter innebär ur föroreningssynpunkt måste bakgrundsnivåerna först definieras. Här uppstår omedelbart komplikationer. Om man i tabell 3.4:4 ser till de mätningar som gjorts i norska insjöar så visar dessa att kadmium— och blyhalterna genomsnittligt ligger på ungefär samma nivå i norra som södra Norge, d v s runt

0,2 respektive 2 Mg/l.

Halterna ligger alltså enligt dessa mätningar lika högt eller t o m högre i Nordnorge än i SV Sveriges sjöar, där man uppmätt kadmium— och blyhalter mellan 0,1 och 0,2 respektive 0,6 och 1,5 pg/l. Jag finner detta anmärkningsvärt och tror att skillnaden be— tingas av systematiska avvikelser i analysen.

För att ändå möjliggöra vissa tentativa slutsatser har jag valt att i fortsättningen utgå från våra egna mätningar i norrländska vatten, som tyder på att bakgrundshalterna för kadmium och bly för när— varande ligger omkring 0,05 respektive 0,5 pg/l. Visst stöd härför ger de i tabell 3.4:4 redovisade data från nordnorska älvar där kadmiumhalter runt 0,05 pg/l uppmätts med neutronaktiveringsanalys, som är en av de tillförlitligaste mätmetoderna för närvarande. Beträffande zink och koppar är halterna enligt det norska materialet ungefär dubbelt så höga i Syd- som i Nordnorge.

Den zinkhalt som anges för Sydnorge överensstämmer relativt väl med de halter som uppmätts i SV Sve— rige. Det förefaller i detta fall rimligt att uti— från det nordnorska datamaterialet sätta de presum— tiva bakgrundshalterna för zink och koppar till 5 respektive 1 pg/l, vilket också stämmer relativt väl med våra egna erfarenheter från norrländska vatten.

För att sammanfatta vad som hittills sagts så blir de presumtiva "bakgrundshalterna" alltså följande: zink 5 pg/l, koppar 1 pg/l, bly 0,5 pg/l och kad— mium 0,05 pg/l. Enligt dessa premisser är kadmium— och blyhalterna i SV Sveriges sjöar förhöjda upp— emot 2—3 gånger. För zink är skillnaden mindre. Undantag utgör våren 1976 då uppemot 30 pg zink uppmätts i "västkustsjöarna" vilket innebär en fem— faldig uppgång. När det gäller koppar är det svå— rare att uttala sig, men en extrapolering utifrån förhållanden i Sydnorge skulle innebära en fördubb— ling jämfört med presumtiva bakgrundshalten.

En mycket preliminär budgetberäkning för "O—snit— tet" skulle få följande utseende: Eftersom vatt— nets uppehållstid i dessa sjöar genomsnittligt uppgår till i runt tal 1 år och medeldjupet till ca 4 m, så blir den årliga vattenomsättningen per km2 Sjöyta 4 miljoner m3. Utgående från ett påslag i vattnet av 5 pg zink/l, l pg bly/l, 0,15 pg kad— mium/l och l pg koppar/l, blir de årligen till vattnet transisterade metallmängderna uttryckta som kg/km2 följande: zink 20 kg, bly 4 kg, kadmium 0,6 kg och koppar 4 kg.

Förutsatt att de uppskattningar av metallernas de- position i sediment som tidigare gjorts för Vis— kansjöarna också gäller här kommer metalltillskot— ten att fördela sig på följande sätt:

Tabell 3.4:5

Cd Cu Pb Zn

dep. från atmos— fären på mark och vatten (kg/km , år) dep. i sediment total tillförsel till sjösystemet (kg/km , år) tillförsel via om— sizeiesezee_£ksiå£lgiéä _____

0,6 40 50

0,45 39 38

0,6 4 4 20

3,8 3 8

Transport från om— givningarna i Z av nedfallet på mark (sjöprocent= 10 Z) 17

Det behöver väl knappast påpekas att resultaten av dessa mycket förenklade beräkningar inte får tas alltför bokstavligt. I vissa avseenden synes de ändock ge viss vägledning. För det första framgår i tabellen att de i vattnet transisterade bly— mängderna intar en underordnad roll sjöarnas bly— budget, vilket är en viktig information när det gäller att bedöma de ekologiska konsekvenserna av blynedfallet. Det framgår också (underst i tabellen) att tillskotten av bly från omgivningarna enligt dessa beräkningar blir mindre än för andra metaller, vilket överensstämmer med vad som tidigare anta— gits. Dock synes tillskotten av koppar denna väg (17 Z av vad som faller ned på marken) vara väl högt om man beaktar att koppar enligt tillgängliga litteraturuppgifter inte hör till de mer lättrör— liga av metallerna. Detta indikerar att haltök— ningen i vattnet i detta fall överskattats. Däre— mot förefaller siffrorna för kadmium och zink, 8 Z respektive Z Z, rimliga.

För att ytterligare testa giltigheten hos gjorda antaganden kan man göra en enkel sensitivitetstest där man låter haltpåslagen i vatten variera från 0 till maximalt uppmätta värden (för zink ca 25, bly ca 5, kadmium ca 0,4, för koppar 2 pg/l). Om fastläggningen i sedimentet bibehålls som tidigare finner man att tillskotten från omgivande marker under dessa förutsättningar rör sig i följande variationsintervall (0 påslag — max påslag): koppar 0—34 2, zink -3 +10 2, bly 0 —+5 Z, mium —3 +27 Z.

kad—

Det visar sig här att storleken på tillskotten från omgivande marker i fallen koppar och kadmium snabbt reagerar på haltförändringar i vattnet. Ett maxi— malt påslag av koppar ger således ett än orimligare resultat än tidigare, med så mycket som 34 Z från omgivande marker vilket skulle innebära att bara 66 Z av nedfallet fastläggs i marken. Även för kad— miums del synes de mängder som beräknats komma från omgivningarna bli väl höga (27 Z) när man utgår från ett maximalt haltpåslag i vattnet (0,4 pg/l).

Sammanfattningsvis finner jag efter denna genomgång anledning tro att haltpåslagen för koppar är mindre än som tidigare angavs. En troligare siffra är i detta fall 0,5 pg/l (mot 1 pg/l tidigare). Beträff— ande kadmium förefaller det tidigare kalkylerade ge— nomsnittliga haltpåslaget om 0,15 pg/l alltjämt rim— ligt, medan maximihalten 0,4 pg/l synes vara väl högt satt. Vad gäller zink och bly finner jag ingen anledning att ändra de tidigare premisserna.

Tidigare berördes att de utförda beräkningarna så långt baserar sig på framtagna medelhalter i vatten och sediment. I en ekologisk riskvärdering är det givetvis viktigt att också beakta haltvariationerna. Förutom de storskaliga regionala skillnader som in- ledningsvis nämndes förekommer relativt stora halt— variationer mellan olika sjöar inom en och samma region (vilket t ex återspeglas i standardavvikel— sen, enligt tabell 3.4:5). I "västkustsjöarna" be— tingas en stor del av haltvariationerna uppenbar— ligen av pH—värdeförhållandena (halterna ökar med sjunkande pH-värde) medan detta i mycket mindre grad synes gälla sjöarna i "O—snittet", vilket kan hänga samman med att pH—situationen för de senare sjöarnas del är gynnsammare.

Man skulle av den anledningen förvänta sig att hal- terna överlag också skulle ligga lägre i "O—snit— tets" sjöar, vilket paradoxalt nog inte är fallet. Tvärtom tycks halterna i dessa sjöar ligga högre än i "västkustsjöarna", vilket i och för sig kan förklaras av att metallnedfallet är större i "0— snittregionen". Det är utan tvekan önskvärt att ytterligare mätdata åstadkoms för att belysa dessa förhållanden.

Utöver vad som tidigare sagts kan nämnas att mät— ningar har utförts i "20 sjöar i Älvsborgs län" (jämför figur 3.4:14) vid upprepade tillfällen gett bly— och zinkhalter runt 5 respektive 20 pg/l i vattnet, vilket är högre än som normalt uppmätts i de övriga områdena. Vidare framgår av tabell 3.4:5 att bly— och zinkhalterna i "västkustsjöarna" låg högre våren 1976 än i augusti samma år, vilket sannolikt återspeglar en temporalvariation, med ökad utsköljning av metaller i samband med vårflo— den och hög nederbörd. Om man också väger in varia— tionerna i bilden så kan den nuvarande situationen

i SV Sveriges sjöar preliminärt sammanfattas enligt tabell 3.4:6.

Tabell 3.4:6

Cd Cu Pb Zn Medelvärden, ug/l, i ytvattnet 0,1—0,2 1,5? 0,6—1,5 ca 10 Maximihalter 0,3—0,4? (5 2—5X) 20—30

x) det högre värdet avser sjöar i Älvsborgs län.

Ett par påpekanden behöver här göras. De undersök— ta sjöarna är såvitt bekant inte belastade genom

nämnvärda direkta metallutsläpp (via avloppsvatten). Många av sjöarna är källsjöar och ligger följakt— ligen långt upp i avrinningsområdena.

I den tidigare genomgången har jag framför allt uppehållit mig vid metallerna koppar, Zink, kad— mium och bly samt kvicksilver, där dataunderlaget är relativt tillfredsställande. När det gäller de övriga metaller som här är aktuella — bl a vanadin, nickel, krom, kobolt, molybden och arsenik — är underlaget betydligt sämre. För vanadin, molybden, och arsenik saknas underlag i form av mätdata helt för de aktuella sjöarna. När det gäller nickel, krom och kobolt har visserligen en del mätningar på sediment i Viskansjöarna gjorts. Dessa analyser är dock behäftade med så pass stora osäkerheter att eventuella haltökningar p g a luftnedfallet sannolikt faller inom felgränserna för analysen.

För att ändå möjliggöra vissa tentativa slutsatser har en ansats gjorts att med ledning av luftned— fallssiffror och analogislutsatser utifrån andra elements förekomst i sjöarna, ange sannolika stor— leksordningar på de haltförhöjningar i vatten och sediment som kan vara aktuella för de ovan nämnda elementen. För att uppskatta haltökningarna i sedi— menten har jag utgått från det empiriska sambandet mellan luftnedfall och sedimentdeposition som ti— digare redovisats (jämför figur 3.4:15), och ur detta beräknat påslaget i sedimentet med ledning av nedfallssiffrorna (jämför tabell 3.4:2).

Vid beräkningen av haltpåslagen i vattnet har jag i stort sett förfarit på analogt sätt som tidigare och utgått från en "genomsnittssjö" i "O—snittet" med 4 m medeldjup en årlig omsättning av hela vattenvolymen och 10 Z sjöareal i förhållande till avrinningsområdets areal. I detta fall görs anta— gandet att 50 % av de metallmängder som tillförs sjöarna via luftnedfallet undandras till sedi— menten. Detta medför sannolikt för vissa av

elementen en överskattning av haltpåslagen i vatt— net, vilket dock kan vara motiverat eftersom detta ger en viss "säkerhetsmarginal" och garderar något gentemot temporala och lokala variationer.

Eftersom de sistnämnda beräkningarna förutsätter att man känner till den totala tillförseln av me— taller till sjöarna måste transporten från de om— givande markerna beräknas, vilket gjorts utifrån antagandet att följande procentsatser av vad som faller på mark kommer sjöarna till del:

Vanadin: 5 % vilket motsvarar det värde som Jacks (1976) anger för ett beväxt område i Stockholms— trakten.

Krom: Denna metall synes normalt besitta låg rör— lighet i mark vilket i andra sammanhang föranlett antaganden om att krom skulle föreligga i trevärd form i mark. Detta förefaller troligt med hänsyn till erfarenheterna från vattensidan där man fun— nit att krom relativt lätt undergår reduktion i närvaro av organiska ämnen. Siffran sätts i detta fall till l'Z.

Nickel: Denna metall har i flera sammanhang (Hutchinson & Whitby, 1974, Hutchinson et al, 1976; Tyler, l977)framstått som relativt lättrörlig i mark varför siffran i detta fall sätts så högt som 10 %.

Kobolt, molybden och arsenik: Siffran sätts scha— blonmässigt till 3 %.

De på basis av dessa premisser beräknade sanno— lika haltökningarna i sediment och vatten redovi— sas i tabellerna 3.4:7 och 3.4:8.

Tabell 3.4:7

As Co Cr Mo Ni V

Sannolikt halt— påslag i sedi— ment 0,8 0,5 5 0,5 5 20 Bakgrunds— halt sx) 15 20 sx) 20 30”

x) uppskattade värden (på basis av mätdata från andra svenska sjöar och litteraturuppgifter).

Tabell 3.4:8

Potentiellt haltpåslag i

vatten 0,1 0,05 0,2 0,05 0,4 0,8 Bakgåpnds— halt 0,5 0,1 0,5 0,2 1 0,5

Järn och mangan har ej medtagits i dessa beräk— ningar eftersom de utsläpp som är aktuella för när— varande och i framtiden bedömts vara försumbara jämfört med den tillförseln från omgivningarna.

Att döma av beräkningarna enligt tabellerna 3.4:7 och 3.4:8 orsakar bland de här aktuella metallerna vanadin, både relativt och absolut mätt, den störs— ta påverkan för närvarande, vilket inte är oväntat. Man har i detta fall att räkna med i runt tal en fördubbling av bakgrundshalterna vilket innebär haltökningar på ca 1 pg/l i vattnet, en siffra som i ogynnsamma fall kan tänkas öka till uppemot det 2—3 dubbla. Som jämförelse kan nämnas att Jacks (1976) i sina undersökningar uppmätte maximalt ca 20 pg/l i Stockholmstrakten där vanadinnedfallet är ungefär fem gånger högre än i det aktuella fallet. Betingelserna i övrigt skiljer sig dock en hel del mellan dessa båda fall, varför det kan vara vanskligt att dra några långtgående slutsatser av denna jämförelse.

Som vidare framgår av tabellen, blir tillskotten av kobolt, nickel och krom relativt små, varför de för närvarande knappast går att statistiskt säkerställa såvida man inte utökar provantalet betydligt och förfinar förfarandet i samband med provbehandling och analys.

3.4.3.2 Ekologisk riskvärdering

En ansats skall här göras att bedöma vad den nuva— rande metallbelastningen på SV Sveriges sjöar inne- bär ur ekologisk synvinkel. Tyvärr kan detta för närvarande inte beläggas med biologiska mätdata från det aktuella området. Bedömningen måste där— för i stor utsträckning grundas på de uppgifter som står att finna i litteraturen rörande metallers giftverkan. Dessa data har normalt framtagits under experimentella betingelser vilket är en brist eftersom det alltid är vanskligt att överföra re— sultaten och bedömningarna på naturliga förhållan- den. Dessa osäkerheter kommer så långt möjligt att beaktas i det följande.

Tonvikten läggs här på näringsfattiga vatten med lågt kalkinnehåll och pH—värden på den sura sidan. Dessa vatten torde allmänt sett vara känsligare än andra för påverkan av miljögifter, ett antagande som grundas bl a på det empiriska faktum att den akuta giftverkan av metaller i de allra flest fall befunnits minska med ökande hårdhet och alka— linitet.

Dessutom finns det anledning förmoda att giftver— kan i näringsrika vatten minskar till följd av att gifterna i det fallet så att säga "späds ut" i en större biomassa — ett argument som tidigare använts för att förklara en del av variationerna i kvick— silverhalt i fisk mellan olika typer av sjöar. Där— till kan läggas att den högre sedimentationen, i kombination med högt pH och hög alkalinitet, i eu- trofa sjöar sannolikt bidrar till att metallerna effektivare undandras vattenmassan och deponeras i sedimenten. Eftersom de näringsrika sjöarna ofta omges av i stort sett neutrala jordar är det tro— ligt att fastläggningen av metaller i marken är relativt effektiv i dessa fall. Detta gäller dock inte generellt, eftersom man funnit att en del me— taller, däribland vanadin, arsenik och molybden under vissa förhållanden lakas ut snabbare vid högre pH—värden (Tyler, 1977; Anon, 1976; Chappell, 1975).

För att börja med metallerna krom, molybden, kobolt och arsenik, där påverkan genom luftnedfall idag kan förväntas vara minst, torde det stå helt klart att förhöjningarna (enligt tabellerna 3.4:7, 3.4:8, och 3.4:9) är marginella och knappast kan utöva några skadliga effekter på biota. Beträffande ko- bolt och molybden, som är viktiga mikronäringsämnen för växter, torde sådana små tillskott bara ha en gynnsam effekt. Man kan möjligen spekulera över om en sådan eventuell effekt i alla sammanhang är önsk— värd, eftersom det i framför allt starkt fosfor— kvävebelastade och därmed sedan eutrofierade vatten kan tänkas medföra en ytterligare förstärkt alg— blomning i de fall spårämnena föreligger i minimum.

Beträffande metallerna zink, koppar, kadmium och bly där större haltförhöjningar är indikerade, är risken för skadeeffekter större. Koppars höga toxi— citet är idag väldokumenterad. Det har dock visat sig att giftverkan kan variera avsevärt från fall till fall, och att denna normalt avtar med ökande hårdhet i vattnet och i närvaro av kelerande ämnen, t ex humusämnen. Detta tycks bero på att giftverkan betingas främst av den koppar som föreligger i jon— form. Det är för närvarande knappast möjligt att generellt uttala sig om vad en förhöjning av stor- leksordningen 0,5-l pg/l, som här kan vara aktuell, kan ha för effekter. Dock anger EIFAC ( FAO, 1976)

i sina preliminära rekommendationer för skydd av särskilt känsliga fiskarter, att halten filtrer— bar koppar i mjuka—medelhårda vatten med låg hu— mushalt genomsnittligt inte bör överstiga 1-6 pg/l. Min bedömning är att några ekologiskt signifikan— ta och negativa effekter av kopparnedfallet inte är för handen. Tveksamheten skulle i så fall gäl— la de starkt försurade sjöarna, där en stor del av kopparn kan förväntas föreligga i jonform. Detta sista måste dock i sin tur vägas mot det faktum att giftverkan hos koppar i vissa fall vi— sats minska med sjunkande pH (Brown, 1975).

Beträffande zink, som i likhet med koppar hör till de biologiskt essentiella metallerna, anger EIFAC (FAO, 1973) i sina preliminära rekommendationer att halten i mjuka—medelmjuka vatten för laxfiskar under 95 % av året inte bör överstiga 30—200 pg/l och för övriga fiskarter 300—700 pg/l. En jämfö- relse med förhållandena i SV Sveriges sjöar visar i det senare fallet, att halterna ligger på en be— tryggande nivå. Marginalen synes dock vara betyd— ligt mindre för de känsligaste fiskarterna, efter— som zinkhalter uppemot 20—30 pg/l uppmätts vid flera tillfällen i Älvsborgs län och temporärt också i andra sjöar.

Vad gäller metallerna kadmium och bly, måste man vara extra försiktig, eftersom de besitter utpräg— lat kumulativa giftegenskaper, vilket innebär att längre tids exponeringar vid mycket låga halter kan medföra att skadligt höga koncentrationer successivt byggs upp hos fiskar och andra orga— nismer. Dessa metaller synes heller inte fylla någon livsviktig funktion, varför en artificiell tillförsel under alla omständigheter bör beaktas som en helt onödig belastning av biota.

För kadmiums del har skadliga effekter på fisk, vilka yttrat sig bl a som reproduktionsstörningar, experimentellt belagts vid halter mellan 1 och 2 pg/l (FAO, 1973; Davies, personligt meddelande). Detta stämmer väl med erfarenheterna från Emån där kadmiumupptaget i fisk och andra organismer visat sig vara utomordentligt kraftigt (lO—lOO—faldig uppgång) vid en kadmiumhalt av ca 1 pg/l i vatt— net. Vissa störningar i havsöringens reproduktion i detta vattendrag har med stor sannolikhet kunnat härledas till just kadmiumföroreningar. Det bör observeras att vattnet i detta fall är ganska kalk— rikt och starkt humöst (80-100 mg Pt/l), vilket är en viktig information, eftersom detta tyder på att humusämnena i sig knappast har någon preventiv ver- kan när det gäller kadmium, medan detta däremot tycks gälla koppar. Man kan därför anta att kad— mium generellt sett utgör en väsentlig riskfaktor ur ekologisk synvinkel. Någon "säker" nivå för

detta ämne kan för närvarande inte fastställas men det står helt klart att en sådan, om reell, ligger mycket lågt. I SV Sveriges sjöar där kadmiumhal— ten sannolikt ligger mellan 0,1 och 0,4 pg/l, synes "säkerhetsmarginalen" under alla förhållanden vara mycket liten för närvarande.

När det gäller bly har ju den tidigare genomgången visat att halterna i vattnen (0,6—2 pg/l) i de aktuella sjöarna mestadels ligger i närheten av bakgrundsnivån, vilket med hänsyn till det stora luftnedfallet kan synas paradoxalt, men som kunnat förklaras med att blyet till stor del deponeras i sedimenten. I vissa sjöar har emellertid högre bly— halter, omkring 5 pg/l, uppmätts. Subletala gift— effekter av bly har experimentellt påvisats vid så låga koncentrationer som 10—30 pg/l (Davies och Everhart, 1973; Biesinger och Christensen, 1972). I dessa försök, som utfördes i medelmjukt vatten, användes regnbåge och Daphnia magna som brukar räk— nas till de känsligare av sötvattensarterna. För att i det aktuella fallet göra en rättvisande risk— bedömning skulle man behöva närmare veta i vilken förekomstform blyet föreligger i sjöarna; och främst då hur mycket som föreligger partikelbundet, efter— som denna fraktion sannolikt är minst giftig. Med hänsyn till vad som är känt om blyets höga affini— tet till just partikulärt material skulle man våga anta de blyhalter, som det här är fråga om, som inte utgör någon omedelbar risk ur ekologisk syn— vinkel. Viss vaksamhet är dock befogad särskilt när det gäller de försurade vattnen, där blyet till stor del kan förväntas föreligga i biologiskt hög- aktiv form.

När det gäller de två hittills inte berörda metal— lerna vanadin och nickel, är bedömningen svårare eftersom knappast några uppgifter finns om deras långtidsverkan på akvatiska organismer. Nickel upp— ges i ett fall medföra reproduktionsstörningar hos Daphnia magna som under tre veckor exponerats för 30 pg/l (Biesinger och Christensen, 1972). Detta är samma skadenivå,som enligt samma källa rapporte— rades gälla även för bly (jämför ovan). Om denna ana— logi med bly antas gälla också i det andra tidigare redovisade fallet, skulle man förvänta sig subletala effekter av nickel på särskilt känsliga fiskarter vid cirka 10 pg/l. Även om man utgår från detta relativt ogynnsamma fall, förefaller de halter som här är sannolika (ca 1—2 pg/l) knappast kunna vara skadliga.

Beträffande vanadin har inga som helst upp— gifter om långtidsverkan på akvatiska organis- mer kunnat uppbringas i litteraturen. Man tror att vanadin i små mängder kan stimulera till— växten hos växter. Akuta gifteffekter av vanadin (som vandylsulfat resp som pentoxid) på fisk har i mjukt vatten registrerats vid 5 respektive 13 mg/l mätt som vanadin (LC50 4 d) (Mc Kee och Wolf (eds), 1963). I bägge dessa fall rörde det sig om utländska fiskarter (Pimephales, Lebistes).

En jämförelse med giftverkan hos andra metaller visar för samma fiskarter att koppar är betydligt giftigare (minst 10 gånger) än vanadin, men att vanadin är jämförbar med metaller som nickel och zink ur akut giftsynvinkel. Om motsvarande gäller subletalt verksamma nivåer kan man preliminärt anta att vanadin kan vara skadligt vid halter om- kring 10-30 pg/l. I det aktuella fallet har man att räkna med vanadinhalter runt 1 pg/l i medel— tal och temporärt och lokalt kanske uppemot 5 pg/l. Det förefaller av detta inte som om vanadin för närvarande utgör någon överhängande fara ur vatten— vårdssynpunkt.

När det gäller kvicksilver indikerades tidigare att denna metall uppvisar en relativt låggradig fastläggning i sediment, vilket kan innebära att merparten av det lufttransporterade kvicksilvret föreligger i vattnet och i fisk och andra organis— mer. Detta antagande får ökad tyngd genom de re— sultat som framkommit i samband med "O-snittsunder- sökningarna" som visat att kvicksilverhalten i fisk (enkilosgädda) i "O—snittet" ligger påfallande högt (ofta mellan 0,5 och 0,9 mg/kg). Detta är oroväckande inte minst ur konsumtionssynpunkt, men kan också innebära att kvicksilvret i dessa sjöar utgör en ekologisk riskfaktor. Någon slut— lig utvärdering av data har ännu inte gjorts, men det förefaller som om de förhöjningar av kvick- silverhalten i fisk, som onekligen föreligger bara till en mindre del, är pH-betingade varför nedfallet från atmosfären torde vara av stor be- tydelse i sammanhanget.

För att sammanfatta vad som hittills sagts, så förefaller kvicksilver och kadmium i det aktuella fallet vara de metaller som representerar de stör— sta potentiella riskerna ur ekologisk synvinkel, medan bly och eventuellt zink sannolikt kommer därnäst.

Inget försök har här gjorts att utvärdera even— tuella kombinationseffekter mellan de olika me— tallerna, eftersom underlaget för en konsekvent genomförd analys av detta slag idag saknas. Av samma skäl nödgas man i riskvärderingen begränsa sig till vad som är känt om metallernas effekt— nivåer i vatten, medan andra expositionsvägar för metallerna i stort sett förbigåtts. Så t ex måste man fråga sig hur det lägre djurlivet direkt eller indirekt påverkas av förhöjda metallhalter i sedi— menten. Med indirekta effekter avses här t ex min— skat näringsunderlag till följd av hämningar av den den bakteriella aktiviteten i sedimentet.

Det ligger här nära till hands att tänka på den viktiga roll bakterierna överlag spelar i vattnens ämneshushållning och där metallerna kan gripa in t ex genom att hämma nedbrytningen av organiskt material och minska återföreningen av viktiga nä— ringsämnen till kretsloppet; vilket på lång sikt kan leda till produktivitetssänkningar hos eko- systemen i deras helhet. På landsidan har man ju redan tidigare funnit att relativt små metalltill— skott i vissa fall (t ex när det gäller koppar och vanadin) kan ha en hämmande inverkan på kväve— och fosformineraliseringen i skogsmark (SNV PM 542 och avsnitt 3.3)

Om man i analysen av de akvatiska ekosystemen också inbegriper riskfaktorer av nyss nämnda slag synes det stå helt klart att metallnedfallet för närva- rande utgör ett betydande potentiellt riskmoment för många sjöar och vattendrag, särskilt i landets SV del. Det är följaktligen angeläget att fram— gent så långt möjligt försöka nedbringa utsläppen (vilket särskilt gäller metallerna kvicksilver, kadmium, bly och zink).

3.4.4 PROGNOSER

Analysen har baserats dels på tidigare av SNV re; dovisade emissionsdata, dels på den tolkning av nuläget i SV Sveriges sjöar, som presenterades i föregående avsnitt. Ett första steg i analysen bestod i att försöka uppskatta hur en viss given ökning av luftnedfallet kommer att påverka metall— halterna i vatten och sediment. För detta ända— mål har extrapoleringar gjorts utifrån dagens si— tuation, under antagandet att belastningen på de akvatiska ekosystemen tilltar i proportion till luftnedfallet. Dessa bedömningar har skett bl a med ledning av figur 3.4:15 och tabellerna 3.4:7 och 3.4:8 utifrån premisser som redovisats i före— gående avsnitt. Metallerna har behandlats liksom tidigare var för sig utan beaktande av eventuella kombinationseffekter. Inget försök har heller

gjorts att väga in faktorer som t ex metallernas förekomstformer eller eventuella adaptationsegen— skaper hos biota eftersom underlaget för sådana till stor del saknas idag.

Analysen har gjorts utan beaktande av eventuella framtida förändringar av det regionala ("bak- grunds"—) nedfallet, vilka hänger samman med för— ändrade utsläppsförhållanden hos andra förorenings— källor inom och utom landet.

3.4. 4.1 Regional påverkan

I likhet med Tyler (avsnitt 3.3) har jag valt att betrakta situationen i landets södra del utifrån förutsättningen att 85 X av de metaller som emit— teras i framtiden kommer att falla ned i denna region. Detta innebär att metallnedfallet i medel—

tal kommer att öka med de procentsatser som anges i tabell 3.4:9.

Tabell 3.4:9

As Cd Co Cr Cu Hg Mo Ni Pb V Zn

Alt A — — 3 — — — 2 30 — 50 — " Bl l — 12 — l — 4 30 — 160 — " B2 — 3 6 — — — 2 — — 70 — " 34 50— 15 90 170 4 100 6 20 4 110 14

60 " BB 4 3 7 40 4 20 3 — — 70 — — = (l % Alt A Med kärnkraft " Bl Oljeeldad kondenskraft utan stoftavskiljning " BZ Dzo med stoftavskiljning ” B3 Koleldad kondenskraft, kol med låga metall— halter

” B4 Dzo kol med höga metallhalter

Vidare antas att de procentuella påslagen enligt tabellen blir lika stora i SV som i SO Sverige. Detta innebär att metallnedfallet absolut mätt förutsätts öka mest i västkustregionen, vilket torde bli fallet om merparten av de fossilbränsle— eldade kraftverken förläggs dit.

För flera av metallerna blir påslagen enligt ta— bell 3.4:9 marginella, vilket gäller särskilt koppar, bly och molybden. Påslagen av arsenik och kobolt blir enligt alternativ B4 procentuellt sett visserligen betydande (SO—90 Z) men är absolut mätt små och kan knappast medföra någon nämnvärd be— lastning på de akvatiska ekosystemen. Den ökning av kromnedfallet med 170 % som förutskickas i al— ternativ B4 kan tilléammans med det nuvarande ned— fallet leda till att kromhalten i vatten och sedi— ment fördubblas jämfört med bakgrundsnivån, vil— ket föranleder viss tvekan.

Betydligt allvarligare framstår de relativt stora utsläppen av kvicksilver enligt alt B3 och B4 och utsläppen av kadmium enligt alternativ B4, efter— som situationen ur båda dessa metallers synvinkel redan nu är hårt ansträngd i många sjöar. För kad— miums del förstärks detta intryck av det faktum att kadmiumemissionerna, enligt vad som framkommit vid underhandskontakt med Lars Lindau, i alt BA sannolikt kan bli betydligt större än vad som framgår av tabellen.

Beträffande kvicksilver kan man anta att de pro— centuella påslagen jämfört med dagens situation i realiteten blir något mindre än vad som anges i tabellen, vilket beror på att mossmetodiken, som ligger till grund för beräkningarna av det nuva— rande kvicksilvernedfallet torde ge låga värden. Att avvikelserna i vissa fall kan vara högst be- tydande framgår klart av den jämförande metodstu— die som utförts av Lena Skärby (1976). I detta fall uppmättes den totala depositionen runt en kloralkalifabrik medelst trattmetodik till drygt 0,4 kg/km2 och år. I de tidigare beräkningarna enligt tabell 3.4:9 har siffran 0,15 kg/km2 och år använts som jämförelsebas. Om man antar att nedfallet i västkustregionen ligger någonstans mitt emelåan dessa värden, d v s på i runt tal 0,3 kg/km och år, så blir påslagen enligt alter— nativen B4 och B3 50 % respektive 10 Z i stället för 100 respektive 20 % enligt tabell 3.4:9. Al- ternativ B4 framstår även i detta fall som helt oacceptabelt. Alternativ 83 kan i denna version måhända betraktas som ett gränsfall, men är prin— cipiellt sett inte att rekommendera i det läge som nu råder, med redan hög kvicksilverbelastning i väldigt många sjöar.

Nedfallet av nickel kommer enligt alternativen A, Bl och B3 att öka med 20—30 % vilket sammantaget med det nuvarande nedfallet kan medföra en förhöj— ning av haltnivån i sjöarna av storleksordningen 50 %, jämfört med bakgrundsnivån, vilket knappast i sig kan ses som särskilt allvarligt.

Vanadinutsläppen blir i samtliga fall så pass sto— ra att de sannolikt kommer att medföra påtagliga haltförhöjningar både i sediment och vatten. Om det nuvarande nedfallet av vanadin inbegrips före— faller haltökningar på 100—200 Z över bakgrunds— nivån sannolika. Detta innebär vanadinhalter i sedimenten uppemot lOOmg/kg eller högre och halter i vattnet på något eller några pg/l. Som tidigare påpekats är det för närvarande svårt att ta slut- lig ställning till den ekologiska innebörden av dessa siffror. Min preliminära bedömning är att de vanadinutsläpp som är aktuella i alternativen A och BZ kan accepteras med viss tvekan, medan jag ställer mig tveksam till alternativ Bl.

Sammantaget innebär detta att:

Alt Bl kan ej förbehållslöst accepteras p g a de stora vanadinutsläppen Alt BZ kan accepteras (dock med någon tvekan p g a vanadinutsläppen) Alt B3 är olämpligt p g & kvicksilverutsläppen Alt 84 är oacceptabelt med tanke på de stora ut— släppen av kvicksilver och i andra hand kad— mium

Alt A kan accepteras (dock med någon tvekan p g a vanadinutsläppen)

3 . 4 . 4 . 2 Lokal påverkan

Eftersom två alternativa vägar att beskriva den lokala nedfallssituationen för närvarande bjuds, vilka leder till vitt skilda resultat, har jag valt att i det följande utvärdera båda dessa. I det första fallet (Analys I) har jag utgått från den nedfallsbild som av Tyler empiriskt belagts för vanadin runt Karlshamnsverket, och som använts

.

i dennes analys (3.3). Eftersom Skorstenshöjden 1 de framtida anläggningarna sannolikt blir betydligt högre än i Karlshamnsfallet kan man utgå från att analys I ger en överdriven bild av påverkan.

I det andra fallet (Analys II) har jag utgått från de beräkningar av metallnedfallet som gjorts av Thomas Levander på basis av SMHI:s modell (Christer Persson ”Preliminär rapport — partikeldeposition från koleldade kraftverk” 1977—01—03). I båda ana— lyserna har jag utgått från förhållandena i SV Sveriges sjöar.

Analys l

Liksom Tyler gjort har jag förutsatt i detta fall att 50 Z av metallnedfallet äger rum inom en radie av 12 km från föroreningskällan, och att nedfallet är jämnt fördelat i samtliga väderstreck. Vidare har antagits att nedfallsbilden för vanadin gäller också för övriga metaller. De utsläppsmängder som angetts gälla för de fem olika alternativen, har halverats och sedan dividerats med 452 (vilket är ytan på en cirkel med 12 km radie), för att ge ett mått på ytbelastningen (kg/km2 och år). Dessa siff— ror har sedan dividerats med de tidigare i tabell 3.4:2 redovisade nedfallssiffrorna för SV Sverige. På detta sätt erhålls enligt tabell 3.4:10 ett mått på haltökningens storlek jämfört med dagens nedfall (där siffran 1 i tabellen alltså står för ett påslag av samma storlek som det nuvarande ned— fallet).

Av tabellen framgår redan vid ytligt betraktande att alternativ 4 är helt oacceptabelt eftersom nedfallet av flertalet metaller kommer att öka lO-lOO—faldigt vilket med stor sannolikhet för

Tabell 3.4:10

Alt Alt Alt Alt Alt Alt Alt Alt Alt Alt

1 2 3 4 5 (

D U :: N > ,.D n.. —,-4 Z 0 2: 00 '.I'.

7—4 » O v—ilxix o OMC) v—l .. O (TCO n

OOXD

0,01

Oljeeldat kondenskraftverk, l Oljeeldat kondenskraftverk, 2 Koleldat kondenskraftverk, l kol med låga metallhalter

Koleldat kondenskraftverk, 2

Kol med höga metallhalter

Oljeeldat kraftvärmeverk 2 x 1

000 000 000 000

60

. OOON

MWel MWel MWel MWel MWel

v—I om |—

3 o,7 — 1 0,01 0 1 41 0,04

0,3 0,02 0,1 0,04 1 4

[x N ONMM man Or—ioN O

utrustat med elfilter och rökgasrening utan reningsutrustning utrustat med elfilter och rökgasavsvavling.

utrustat med elfilter och rökgasavsvavling.

utrustat med elfilter

flera metaller (bl a zink, krom och kadmium) inne— bär koncentrationshöjningar i vattnet till nivåer som är direkt skadliga för fisk och andra organis— mer. Under dessa förhållanden får man också räkna med väsentliga effekter på yt— och grundvatten- täkter för dricksvatten.

Även alternativ 3 framstår som oacceptabelt p g a det stora nedfallet av kvicksilver och i andra hand av krom och koppar. Storleken på kvicksilver- nedfallet torde dock vara överskattat, eftersom denna metall säkert inte fastläggs i lika hög grad som de övriga, beroende på att kvicksilvret till stor del föreligger i ångform. I alternativ 2 bör utsläppen av alla metaller utom vanadin och nickel kunna accepteras som lokal företeelse, medan detta är ytterst tveksamt när det gäller vanadin och nickel där belastningen skulle tillta 27-41 gånger, vilket sannolikt innebär haltökningar i vatten och sediment uppemot 10—20 gånger över bakgrundsnivåer— ha för dessa metaller. I detta läge förefaller vissa ekologiska störningar ofrånkomliga, även om dessa troligen inte blir av akut karaktär.

Alternativen 1 och 5 föranleder inga allvarliga invändningar.

Sammanfattningsvis innebär detta att:

Alt 4 är helt oacceptabelt p g a stora utsläpp av många metaller, däribland kvicksilver, kad— mium, zink och krom.

Alt 3 är oacceptabelt p g a stora utsläpp av kvick— silver, koppar och krom.

Alt 2 är mycket tveksamt med hänsyn till vanadin— och i andra hand nickelutsläppen.

Alt 1 och 5 kan accepteras, dock med någon tvekan p g a vanadinutsläppen.

Analys II

Som utgångspunkt har använts de beräkningar av metallnedfallet (via partikeldeposition) runt kol— eldade kraftverk (alt 3 och 4) som gjorts av Tho— mas Levander. Resultaten av dessa beräkningar, som representerar nedfallet inom en radie på 10 km från föroreningskällan, redovisas i tabell 3.4:11, där siffrorna liksom tidigare anger påslagens storlek jämfört med dagens nedfall. I tabellen redovisas också motsvarande siffror för alternati— ven l, 2 och 5 vilka uppskattats med ledning av de tidigare värdena utifrån antagandet att metallned— fallets storlek står i direkt proportion till ut— släppens storlek. Eftersom samtliga beräkningar förutsätter partikeldepositionen saknas i detta fall uppgifter rörande kvicksilvernedfallet.

2 n , Z _ _ _ 0 _

PB

5 1 05051

.1 3,9),

N 01000

3 101 0 ,..., M _000_ g nn ? 9. 7. ? ?

041

9,9

_000_

10

Cu

055

999

_000_

Cr

2 3 020

I!)

0002.

Cd Co

:ll As O

O 0

(0,01

Förklaring till alternativen se tabell 3.4

Tabell 3.4

Alt 1 Alt 2 Alt 3 Alt 4 Alt 5

Av tabellen framgår att påslagen i samtliga fall blir små eller måttliga. Alternativen 1 och 5 kan tveklöst accepteras. Viss tvekan uppstår i alter— nativ 2 p g a vanadin— och nickelutsläppen, i al— ternativ 3 p g a kopparutsläppen och i alternativ 4 p g a kadmiumutsläppen. Påslagen är dock inte större än att de bör kunna tolereras som lokala företeelser. Kvicksilverutsläppen måste dock vä— gas in i bilden innan slutlig ställning tas.

3.4.5 NÅGRA SYNPUNKTER RÖRANDE LOKALISE— RINGEN OCH EFFEKTERNA PÅ ÖSTERSJÖN

De tidigare analyserna har gjorts utifrån förut— sättningen att en stor del av energiproduktionen i framtiden förläggs till västkusten. Eftersom sjöarna och vattendragen i denna region redan nu är hårt ansatta av försurning och metallnedfall representerar detta 5 a s ett "värsta alternativ". Inga särskilda hänsyn har dock tagits till försur— ningen som sådan och hur denna kan tänkas påverka bedömningen. Allmänt sett synes det dock stå gans— ka klart att man bör undvika att öka belastningen ytterligare i denna region. Det förefaller dock ur födoämneshygienisk synvinkel osannolikt att man i stället skulle välja att förlägga ett antal sto— ra olje— och/eller kolkraftverk till jordbruks— bygderna, även om man därigenom skulle kunna mins— ka påverkan på sjöar och vattendrag.

En förläggning av samtliga kraftverk till ostkus— ten skulle innebära att belastningen till stor del överflyttas till Östersjön och ostkustregionen, varigenom effekterna på kort sikt sannolikt skulle bli mindre på sjöar och vattendrag.

Det finns i detta sammanhang anledning att försöka bedöma vilka konsekvenser metallnedfallet i det senare fallet kan få för östersjöns del. Jag har därvid utgått från det relativt ogynnsamma fallet att hela 50 % av metallerna direkt eller indirekt (via tillrinnande vattendrag) kommer att belasta Östersjön. För enkelhetens skull har betraktelsen begränsats till att gälla elementen vanadin, nic— kel, kadmium, arsenik och kvicksilver, vilka jag bedömt vara av störst intresse i sammanhanget. Som utgångspunkt för en mycket grov, överslagsmässig bedömning har antagandet gjorts att 50 Z av de metallmängder som når Östersjön kommer att depo— neras i sedimenten och att dessa fördelas jämnt över hela Östersjöns yta (som är 220 000 kmz). Sedimentationshastigheten har satts till 1,5 mm/år och torrsubstanshalten i sedimenten till 10 %. Utifrån dessa premisser och gällande belastnings— siffror har haltpåslagen i sedimentet uppskattats enligt tabell 3.4:12. För att uppskatta vilka haltökningar som kan bli aktuella i vattnet har

jag utgått återigen från att 50 2 av metallerna undandras till sedimenten. Situationen betraktas efter 30 år av pågående utsläpp, då systemet kan antas ha uppnått ett jämviktstillstånd där föro— reningarna ger maximalt utslag. Haltpåslagen i egentliga Östersjön framgår av tabell 3.4:13.

Tabell 3.4:12 Uppskattade haltpåslag i sediment,

mglkg

As Cd Hg Ni V Alt A — — — l 3 Alt Bl - — - l 7 Alt BZ - — — — 3 Alt B3 - 0,03 0,03 — 3 Alt B4 0,3 0,2 0,15 0,3 5 Uppskat— tade bak— grunds— halter 5 0,3 0,04 20 40 Tabell 3.4:13 Uppskattade haltpåslag i vatten, ugll

As Cd Hg Ni V Alt A — — — 0,03 0,1 Alt Bl — — — 0,03 0,3 Alt BZ - — — — 0,15 Alt B3 — — — - 0,15 Alt B4 0,02 0,01 0,01 0,02 0,2 Uppskatf tade bak— grunds- halter 1 (0,1 0,01? 1 0,2?

Enligt detta mycket förenklade synsätt skulle fram- för allt utsläppen av vanadin, kadmium och kvick- silver komma att utöva mätbar påverkan. Allvar— ligast är kvicksilverutsläppen enligt alternativ B4, vilket av denna anledning måste anses som helt oacceptabelt. Kvicksilverbelastningen skulle i detta fall komma att uppgå till inte mindre än 12 ton/år vilket är dubbelt så mycket som anges komma från samtliga utsläpp längs svenska ostkus— ten (Engwall, 1971). Kvicksilvertillskotten blir enligt alternativ B3 visserligen ca 5 gånger lägre än i det föregående fallet, vilket dock ändå skul— le medföra så stor merbelastning att inte heller detta alternativ är att rekommendera.

Kadmiumtillskotten kan accepteras i alternativ B3 och med viss tvekan i alternativ B4. Denna något liberalare syn på kadmium jämfört med tidigare motiveras av erfarenheterna idag som visar att kadmium är mindre giftigt i bräckt än i sött vat— ten.

I alternativen A, B1 och BZ spelar framför allt vanadinutsläppen in men förhöjningarna blir i dessa fall betydligt mindre än som tidigare kal— kylerades för sötvattnens del. Om man dessutom tar med i beräkningen att fastläggningen i sedimen- ten sannolikt är större än som tidigare antagits, så bör dessa påslag kunna tolereras med någon tve— kan. Bedömningen som här gjorts utfaller alltså i stort sett som den tidigare analysen av de re- gionala effekterna vilket skulle innebära att en förläggning enligt alternativen A, B2 (och even— tuellt Bl) till ostkusten är tänkbar. Före ett eventuellt beslut om en sådan bör dock analysen väsentligt fördjupas samt inbegripa också en ut— värdering av effekterna på sjöar och vattendrag längs ostkusten.

3.4.6 DISKUSSION

I avsnitten 2.7, 2.8 och 3.3.5 har osäkerheten vad gäller beräkningarna av metallutsläppen och depo— sitionen diskuterats. De synpunkter som därvid framförts gäller givetvis även effekterna på akva— tiska ekosystem. Problemet med att kunna beräkna depositionen av metaller framstår som än viktigare vid studium av G Lithners utredning ovan. Med för— utsättningar av depositionen enligt G Tyler erhål— les för flera av alternativen betydande effekter i närområdet medan med SMHI:s nedfallsberäkningar som förutsättning haltpåslagen och därmed effekter- na blir små eller måttliga. Man måste dock komma ihåg, som flera gånger påpekats ovan, att metall— utsläppen i ett verkligt fall kan vara betydligt större och därmed även effekterna i miljön.

!! i = / 3 / Q / I (* / . / I : / . / | I/ ' / / ; ' _20 / 1 l __ ' ': I 1 I ? . / ." / ' / ' / Y // & '.' xx _/ * —40_______. ..-;'--—" ,.*'_'— .. / / .. x ;” z” * x../ / 60 / x__ _ / ; x 80 *—_i 100 N— 120

"20 sjöar i Älvsborgs län" ”västkustsjöar" "C—snittet"

. = "Viskansjöar"

Figur 3.4:14 Isolinjer avseende blyhalter i landmossor (pg/g torrsubstans) (enligt Röh— ling & Tyler, 1973).

Nedfall från atmosfären (kg/km2 och år)

Pb Zn . »

OPb

10

0. Rönnskär 0—10 cm . västkusten 0—l(2) cm

.Cd

O Uppskattad haltökning

Hg i ytsediment

0,1 10 5

Figur 3.4:15 Sambandet mellan metallinnehåll 1 sediment och metallnedfallet

—'U'_—_'—'_..' fran atmosfären.

3.5 EFFEKTER PÅ EKOSYSTEM P G A NEDFALL AV POLYAROMATISKA KOLVÄTEN

3.5.1 INTRODUKTION

För att belysa de effekter nedfallet av polyaroma- tiska kolväten har på ekosystem, har en delrapport utarbetats av Lars Landner vid Institutet för Vatten— och Luftvårdsforskning med titeln "Förekomst och transport i näringskedjorna av polyaromatiska kol— väten" enligt avsnitt 3.5.2.

3.5.2 FÖREKOMST OCH TRANSPORT I NÄRINGSKED— JORNA AV POLYAROMATISKA KOLVÄTEN

3.5.2.l Definitioner

Ett giftigt ämne kan efter upptagning i en organism distribueras inom kroppen på ett flertal olika sätt. Det kan vandra till ett speciellt målorgan, där det framkallar en selektiv respons, till ett organ som metaboliserar ämnet, till andra som lagrar upp gif— tet eller dess metaboliter eller till organ vilka kan ombesörja utsöndringen av ämnet.

Om hastigheten för upptagning och omfördelning över— stiger hastigheten varmed ämnet metaboliseras och utsöndras, så kommer ämnet att ackumuleras i djuret. Den halt som i ett givet ögonblick kan uppmätas i något organ är resultatet av balansen mellan upp— tagnings— och elimineringsprocesserna. Om båda hastighetskonstanterna för upptagning och elimi- nering är # 0 kommer halten av ämnet i ett valt organ hos djuret att med tiden asymptotiskt närma sig en steady state nivå, se figur 3.5:8 (Wilson, 1975).

När det gäller vattenlevande djur kan upptagningen ske via två principiellt olika vägar, nämligen dels direkt från vattnet över gälmembranen och dels ge— nom födan i mag—tarm—kanalen. Utsöndringen kan gi— vetvis också ske olika vägar, via gälarna, via uri— nen, via faeces.

Det är i detta sammanhang viktigt att skilja mellan följande begrepp (varav några tyvärr sak— nar adekvata översättningar till svenska):

— uptake (upptagning) — avser flödet av substans in i en organism;

- bioconcentration (uppkoncentrering eller anrik— ning) — innebär att en organism eller population av organismer på samma trofinivå kan anrika en substans från det omgivande mediet;

— bioaccumulation (ackumulering) — sker när upp— tagningshastigheten för en substans är högre än metaboliserings— och/eller utsöndringshastighe- ten; i princip kan en organism fortsätta att ackumulera under hela dess aktiva metaboliska livstid, varvid anrikningsfaktorn oavbrutet ökar;

- biomagnification (uppkoncentrering i en nägings— kedja) — innebär att en substans når allt högre koncentrationer i successivt högre trofinivåer; förutsätter i allmänhet att en viktig upptagnings— väg går via födan samt att hastigheten för denna upptagning är högre än hastigheten varmed sub— stansen metaboliseras och/eller utsöndras.

Eftersom exponeringen av en organism för en giftig substans givetvis kan variera starkt både lokalt och temporalt kommer följaktligen hastigheten för både upptagning och utsöndring av substansen och dess metaboliter att variera i naturen. Detta le— der i sin tur till att bioackumulering resp. upp— koncentrering i näringskedjorna av en viss substans, om förutsättningar härför över huvud taget före— ligger, inte får ses som konstant pågående förlopp, utan växlar från tid till annan.

Ytterst viktigt för förståelsen av dessa samman— hang är sålunda att anlägga ett dynamiskt betraktel— sesätt.

3.5.2.2 Problemställningar

De frågeställningar som jag främst avser belysa i den följande diskussionen är:

Sker en bioackumulering eller en uppkoncentrering i näringskedjorna (biomagnification) av polyaroma— tiska kolväten liknande den som sker med metylkvick— silver i akvatiska och terrestra näringskedjor samt med DDT och PCB i terrestra näringskedjor? Om så är fallet, nås så höga koncentrationer av polyaromater

i födoämnen att det innebär en påtaglig ökning av risken för cancer hos människa vid förtäring av dessa? Kan så höga halter uppstå i andra topp—preda— torer (rovfåglar och säl) att skador på dessa arter kan befaras?

3 . 5 . 2 . 3 Förekomst av polyaromater

I litteraturen redovisas ett mycket stort antal data angående förekomst av polyaromater i olika medier. Kvaliteten på dessa data är ofta svårbedömbar. Ofta redovisas endast förekomsten av ett eller några få cancerframkallande ämnen, t ex BaP, medan man i andra arbeten redovisar t ex summan av några cancero— gena polyaromater eller ibland summan av samtliga detekterade polyaromater. Möjligheten att jämföra data som presenterats i olika arbeten är därför be- gränsad.

Halter i atmosfären

För att ge en uppfattning om storleken på varia— tionerna i polyaromathalter i luftburna partiklar, redovisas i tabell 3.5:1, ett nyligen rapporterat material från Lunde et al. (l976a). De har insam— lat partiklarna i luftvolymer om ca 2 000 m3 medelst glasfiberfilter med en porstorlek på 0,8 pm, och för varje prov bestämt ursprunget för den provtagna luftvolymen. Provinsamlingen har skett i Birkenes i södra Norge och luftens ursprung har fastställts genom trajektorieberäkningar.

De största mängderna partikelburna polyaromater konstaterades i luft som passerat över Skottland, England eller Frankrike. Betydligt lägre halter registrerades i luftmassor som härrörde från östra Europa eller som cirkulerat lokalt över Danmark och Sverige. De i allmänhet lägsta halterna noterades i luft som transporterats från norra Norge. Dessa värden kan betraktas som relativt väl representeran— de ett slags bakgrundsgärden. Här låg halten benzo— (a)pyren på 0,059 ng/m och benzo(b&k)f1uoranten på 0,083 ng/m .

Som jämförelse kan ett på liknande sätt framtaget material från Los Angeles tjäna. I tabell 3.5:2 redovisas medianvärden för årets olika kvartal samt årsmedianvärdena för hela Los Angeles County (Gordon, 1976). Det kan konstateras att t ex hal— ten BaP i luften vid Norges sydspets, om luftmassan tidigare passegat över norra Storbritanien, var högre (NZ ng/m )3än motsvarande halt i Los Angeles luften (1,3 ng/m och lägre).

I skorstensgasen från en kommunal sopförbrännings- anläggning har summan begzo(a)- och benzo(e)pyren uppmätts till ca 20 ng/m medan benzo(b,k,j)fluo— rantenhalten var 320 ng/m3 (Davies et al, 1976).

Halter i regn— och grundvatten

Lunde et al (1976 b) har identifierat fluoranten och benzopyren även i regnvatten i södra Norge. Någon exakt kvantifiering har emellertid ännu ej gjorts. I Västtyskland har Hellman (1974) konsta— terat halter BaP i regnvatten mellan 4 och 80 ng/l, medan den totala mängden cancerframkallande poly— aromater uppgavs ligga på 0,2-4 pg/l, Siddiqi & Wagner (1972) har konstaterat halter mellan 10 och 300 ng/l av benzo(a)pyren och betydligt högre hal— ter benzo(b)f1uoranten.

I grundvattenprover har man vanligen påträffat halter av BaP liggande mellan 1 och 10 ng/l (Fritz, 1971; Hellman, 1974; Suess, 1975). Variationen förefaller vara relativt ringa — de flesta värdena ligger inom intervallet 2—4 ng/l. Totalinnehållet av polyaromater i grundvatten anges av Hellman (1974) till 100—200 ng/l.

Halter i jord

Halter av BaP i jord har ingående kartlagts dels i Sovjet av Shabad et al (1971) och dels i Öst— tyskland av Fritz (1971). Inte i någon av dessa undersökningar har man påträffat jordprover som är helt fria från cancerframkallande polyaromater. Det förstnämnda arbetet redovisar halter av benzo- (a)pyren i jord inom industri—opåverkade områden på mellan 0,1 och 10 pg/kg torr jord. I tätorts— miljö registrerades 100—350 pg/kg och i närheten av ett oljeraffinaderi + koksverk påträffades halter upp till 200 mg/kg.

I tabell 3.5:3 redovisas en del resultat från det omfattande kartläggningsarbetet som bedrivits av Fritz (1971). Den industriella inverkan samt be— tydelsen av trafiken demonstreras tydligt av de redovisade siffrorna. Tyvärr saknas i materialet data som kan belysa förhöjningar i omgivningen till kol— eller oljeeldade kraftverk.

De registrerade halterna i jordar antyder även att persistensen för BaP (och eventuellt även för andra polyaromater) torde vara tämligen hög, d v s att en föroreningshalt som en gång byggts upp i jorden endast långsamt klingar av.

Halter i sediment

Bakgrundsnivåer i sandiga sediment från färskvatten— områden har angivits till l—2 pg BaP/kg medan man i förorenade vatten påträffat BaP—halter i sedimenten upp till 500 pg/kg torrvikt (ref. av Knutzen, 1976)

I marina sediment (sandiga) uppges bakgrundsnivån till 5 ng BaP/kg, men i kraftigt förorenade områ— den nära utsläpp från smältverk och koksverk har halter på upp till 50 000 pg/kg rapporterats. Längs Europas kuster torde de vanligaste nivåerna för BaP i sedimenten dock ligga under 100—200 pg/kg. (Knut— zen, 1976).

Suspenderade partiklar i flodvatten kan i vissa fall hålla betydande halter av polyaromater. I Rhen har Hellman (1974) registrerat totalhalter av polyaromater mellan 8 000—30 000 pg/kg räknat på torrvikt Suspenderade partiklar.

Halter i organismen

I tabell 3.5:4 anges ett antal i litteraturen rappor— terade halter av BaP och Ba Anth i marina organis— mer. Andrahandsreferenser av t ex Zobell (1971) anger ännu högre Värden för BaP i fisk, 100—900 pg/kg torrvikt. (Se även Knutzen, 1976).

I växtmaterial på landsidan har också höga halter av polyaromater uppmätts (se tabell 3.5:5). Det är alltså klart visat att polyaromatiska kolväten förekommer i ett stort antal olika organismer både på land och i vatten.

I olika typer av rökta, grillade eller stekta födo— ämnen är bl a BaP—halterna tydligt förhöjda. Sulli— van (1974) refererar några arbeten där man registre— rat 8 pg/kg i rökt lax, 10,5 pg/kg i hemrökt korv och 6—10 pg/kg i träkolsgrillat kött.

Fritz (1971) har mera systematiskt undersökt hur mycket BaP—halten ökar vid olika slags beredning eller tillagning av födan. Rostning av kaffebönor leder till en ökning av BaP—halten med 0,3—0,5 pg/kg. Bakning av bröd leder endast till en mått— lig ökning — bara i den brända skorpan sker en ök— ning med upp till 0,5 pg BaP/kg. Normal stekning av kött ger ingen påvisbar förhöjning, medan en intensiv återanvändning av friteringsolja kan leda till ökningar med upp till 0,7 pg BaP/kg olja.

Helt annorlunda förhåller det sig med rökning och grillning. Vid grillning över träkolsglöder ökade BaP-halten i kött resp korv med 7—11 pg/kg, för— utom att halten av flera andra polyaromater dess— utom förhöjdes. Vid rökning av kött, korv eller fisk beror ökningen av polyaromater i produkten i hög grad på vilket förfarande som används, men ligger i allmänhet mellan 0,5 och 10 pg BaP/kg (Fritz, 1971).

3 . 5 . 2 . 4 Biogena polyaromater

Hur stor andel — om någon — av den mängd i orga— nismer förekommande cancerframkallande polyaro— mater som bildats på biogen väg är inte tillräck— ligt väl klarlagt. Att marina bakterier och fyto— plankton, sötvattensalger och terrestra högre väx— ter besitter förmågan att syntetisera polyaroma— ter förefaller dock vara väl belagt (Borneff et al, 1968 och Zobell, 1971). Även de cancerfram— kallande benzo(a)pyren, benzo(b)— och benzo(j)— fluoranten har visats kunna syntetiseras av gröna växter (Gräf & Diehl, 1966). Det får dock anses vara höjt över varje tvivel att den helt domine— rande andelen av de polyaromater som påvisats i vävnader av olika organismer inte syntetiserats in situ, utan på olika vägar transporterats dit. Något belägg för att polyaromater skulle bildas av djur har heller inte påträffats.

3.5.2.5 Upptagning

Akvatisk miljö

Många av de mera lågmolekylära polyaromatiska kol— vätena är tillräckligt lösliga i havsvatten för att kunna adsorberas direkt på organismernas kroppsytor (Boylan & Tripp, 1971). Efter sådan ad— sorption på mindre växt— och djurplanton kan sub- stanserna transporteras med födan in i konsument— organismerna.

En annan betydelsefull upptagningsväg är direkt från vattnet till gälarna och blodet genom en en— kel fysikalisk fördelningsreaktion över gälmemb— ranen. Att en sådan enkel fördelningsreaktion svarar för en väsentlig del av upptagningen (och sannolikt även elimineringen) av lipidlösliga substanser hos gälandande, vattenlevande djur styrks av ett flertal arbeten (Lee et al, 1972 a, b; Hamelink et al, 1971 och Metcalf et al, 1973).

Flera experimentella undersökningar med radioak- tivt märkta polyaromater har klart visat att upp— tagning av BaP sker mycket snabbt i flera olika fiskarter (Gillichthys mirabilis, Oligocottus maculosus och Citharichthys stigmaeus. Radioakti— viteten konstaterades till att börja med i gä—

larna och levern, men vid förlängd exponering skedde en avsevärd ackumulering i gallblåsan (Lee et al, 1972 a). Liknande experiment med blåmussla (Mytilus edulis) visade att naftalen snabbt togs upp från en vattenlösning till djurens gälar, var— på substansen transporterades till övriga vävnader (Lee et al, 1972 b).

En annan musselart (Rangia cuneata) ackumulerade i ett experiment radioaktivt BaP huvudsakligen i mat— smältningsorganen, gonaderna och hjärtat (Neff & Andersson, 1975). De genomsnittliga BaP—halterna i kroppsvävnaderna hos'dessa musslor angavs till 7,2 ppm, vilket motsvarar en anrikningsfaktor på 200 gånger.

Flera olika zooplanktonarter, bl a copepoden Cala— nus plumchrus, har även studerats med avseende pa upptagning av märkt BaP (Lee, 1975). Efter tre dygn i en lösning av 1 pg/l_äaP i havsvatten hade en maximal mängd om 22 x 10 pg per individ tagits upp (se figur 3.5:9).

Även i sötvattensoligochaeten Tubifex har en bety- dande ackumulering av BaP konstaterats vid labora— torieexperiment (Cicatelli, 1965).

Det kan sålunda konstateras att akvatiska organis— mer på flera olika nivåer tar upp polyaromatiska kolväten, bl a BaP, med stor effektivitet ur vatten— lösningar. Efter det att polyaromater tagits upp av en organism kan de utsöndras oförändrade, metaboli— seras eller lagras för en eventuell senare elimi—

nering. Terrester miljö

Olika mikroorganismer uppges kunna taga upp och lagra BaP (Lorbacher et al, 1971). Knutzen (1976) refererar uppgifter om att BaP upptages genom rötterna till högre växter. Efter växt i jord som innehöll 7 000 resp 150 pg/kg BaP registrerades i försöksväxterna 57 resp 9 ug/kg BaP.

l förorenad luft kan upptagning i växter ske genom direkt absorbtion genom bladens klyvöppningar eller efter desposition på olika växtdelar. Grimmer & Hildebrandt (1968) fann att samples av sädeskorn från Ruhr—området innehöll 10 gånger mera cancero— gena polyaromater än vad samples från icke industri— aliserade områden gjorde. Även 8065 (1974) fann en tydlig inverkan på BaP—halten i vete och korn av närheten till industrier. Grimmer (1966) har pre— senterat data som antyder att denna industriella effekt främst utövas genom ett direktupptag av po— lyaromater via växternas ovanjordiska delar.

I anslutning till sin omfattande inventering av polyaromatförorening av olika födoämnen och vid sina beräkningar av människans genomsnittliga upp— tagning av BaP, har Fritz (1971) även visat på hur närheten till föroreningskällor påverkar halterna i födoämnena. Några av hans data redovisas i tabell 3.5:6. Materialet visar bl a att polyaromater för— mår antingen penetrera genom skalen på t ex äpplen och päron eller tagas upp från jorden genom rötter— na. Vidare är det uppenbart att grönsaker, av vilka man förtär de ovanjordiska delarna, utgör en bety— dande källa för tillförsel av polyaromater till människan.

Ett försök att ange de olika tillförselvägarnas re— lativa betydelse samt att summera den totala belast— ningen av BaP under livstiden har utförts av Fritz (1971) och redovisas i tabell 3.5:7.

Av tabellen framgår att livstidsbelastningen med BaP via födan för personer som lever i ett högin— dustrialiserat land, men vars födoämnen kommer från landsbygden långt från industricentra, kan ligga omkring 24 mg. För personer som lever i indu— stricentra och vars grönsaker, säd etc odlas inom samma område, kan denna siffra ökas till ca 72 mg. Den lokala effekten av industrier är sålunda tydlig, även för intaget via födan. Ett av skälen till att den lokala industrieffekten blir så stor är att grönsaker utgör en så betydelsefull tillförselväg för BaP till människan. I materialet redovisas inte intaget av alla övriga polyaromater, inte ens av de övriga cancerframkallande. Sannolikt utgör dock BaP endast en mindre del av totalmängden. Det är vidare uppenbart att beräkningarna gjorts för per— soner, vars kost i mycket ringa utsträckning be— står av fisk eller skaldjur från havet. Lägges till den redovisade kosten en måttlig fisk— och skal— djursdiet, skulle den totala intagna mängden BaP kunna tänkas öka med 3—5 mg.

3 . 5 . 23. 6 Metabolisering och utsöndring

Bakterier

Frågan om bakteriell nedbrytbarhet av polyaromater, främst BaP, har hittills inte fått något helt till— fredsställande svar. Av ett flertal sovjetiska ar— beten framgår att jordbakterier bryter ned BaP och flera andra polyaromater (Knutzen, 1976). Emeller— tid rapporterar Möller & Korte (1975) att BaP inte bröts ned alls under ett 3 veckor långt komposte— ringsförsök. Förklaringen till motsägelsen kan vara att en relativt lång adaptationstid för mikroorga— nismkulturen krävs för att kunna angripa BaP. Det finns.dock anledning att befara att persistensen för BaP i omgivningen kan vara tämligen hög. Detta

framgår också av att mycket höga halter uppenbar— ligen kan byggas upp i jordar som är utsatta för atmosfäriskt nedfall från lokala källor.

Däggdjurssystem

Det system i vilka metaboliseringen av polyaro— mater är bäst undersökt är däggdjurskroppen. Ett stort antal olika metaboliter av t ex naftalen (figur 3.5:10), benzo(a)antracen (figur 3.5:11) och BaP (figur 3.5:12) har identifierats (Corner, 1975; NAS, 1972).

Vissa av de enzymer i det 5 k "mixed function oxi- dase" systemet som katalyserar omvandlingen av polyaromaterna till vattenlösliga och följaktligen mera lättutsöndrade hydroxyderivat, t ex cytokrom P—450, är inducerbara och ökar alltså sin aktivi— tet i samband med upptagning av polyaromater (Benedict et al, 1972; Lee et al, 1976).

Jag kommer inte att gå närmare in på detaljerna i däggdjursmetabolismen av polyaromater, utan nöja mig med att konstatera följande i anslutning till denna relativt väl kartlagda förmåga att metaboli— sera polyaromater som finns hos däggdjur: Om en liknande metabolism kan visas förekomma hos vat— tenlevande djur, så skulle man därmed visa att de förfogar över åtminstone ett verktyg för att eli— minera polyaromater som tågits upp i kroppen. Om så är fallet, är detta ett viktigt element för bedömning av frågan om bioackumulering och anrik— ning i de akvatiska näringskedjorna.

Vattenlevande, gälandande djur

Vid de tidigare refererade försöken av Lee et al (1972 a) där tre olika bottenlevande fiskarter exponerades för radioaktivt märkt BaP och nafta- len, följdes även elimineringen av dessa substan— ser ur fiskarna efter upphörd exponering. Hos en av arterna (Gillichthys mirabilis) nådde levern ett steady—state m a p BaP inom en timme efter påbörjad exponering, medan halten av naftalen i levern fortsatte att stiga under flera timmar. Efter avbrytande av exponeringen eliminerades inom 24 timmar över 90 Z av den upptagna mängden nafta— len, medan 50 Z, 50 %, 90 Z och 20 % av BaP—mäng— den eliminerades ur respektive lever, mag—tarmka— nal, gälar och muskler.

Redan efter 30 minuters exponering uppträdde hyd— roxylerade derivat av både BaP och naftalen i fis— karnas lever och tarm. Efter 96 timmar fanns en— dast ca 10 Z av den totala BaP—mängden kvar i fiskarnas kroppsvävnader.

Dessa försök har sålunda givit belägg för följan— de bild av polyaromaternas flöde genom fisken: En snabb upptagning genom gälarna, metabolism i le- vern, transfer av polyaromaterna och deras meta— boliter till gallan, följt av utsöndring. Den re— lativt kraftiga upplagringen av polyaromaterna i gallblåsan som observerades kan antas åtminstone delvis bero på att fiskarna ej matades. Andra för- sök har nämligen visat att fiskar (Pleuronectes) som fått lagra upp höga halter av BaP i gallbla— san under svält och därefter ges föda, snabbt om— sätter den upplagrade substansen. Ytterligare and— ra försök antyder att fiskar som ges BaP uteslu— tande med födan — upplagrar en större andel av ämnet i muskulaturen, och endast en ringa del i gallblåsan.

Ganska stora variationer har erhållits mellan re— sultaten från olika försök med olika fiskarter. Framför allt förefaller fiskarnas lipidinnehåll och olika hastighet i lipidomsättningen att spela stor roll för fördelningen och omsättningen av polyaromater i fiskarna.

I ett antal arbeten de allra senaste åren har meta— bolism och utsöndring av polyaromater studerats hos flera olika kräftdjur. Corner et al (1973) visade att krabban (Maia squinado) efter tvångs- matning med naftalen metaboliserade denna substans och fyra olika metaboliter identifierades i uri— nen. Även synbarligen oförändrad naftalen påträf- fades dock både i urin och faeces från krabborna. Omfattande arbeten av Lee (1975), varvid ett fler tal zooplankton—arter (släktena Calanus, Euchaeta, Parathemisto och Cyphocaris) exponerades för ra— dioaktivt märkta polyaromater (naftalen, BaP och metylcholantren), har visat att samtliga studera— de kräftdjursarter har förmågan att metabolisera polyaromaterna till hydroxylerade, d v s mera polära derivat. Elimineringen av upptagen polyaro— mat efter överflyttning till rent havsvatten sked— de relativt snabbt (se figurerna 3.5:9 och 3.5:13) detekterbara mängder fanns kvar efter 20 dygns eliminering. Om kräftdjuren fick föda bestående av kiselalger under utsöndringsperioden ökade eli— mineringshastigheten kraftigt. Även om zooplankton tager upp polyaromater adsorberade på och alltså tillsammans med födan förlöper metabolismen och utsöndringen av dem snabbare än om upptagningen sker direkt från vattnet.

I det senast publicerade arbetet av Lee och medar— betare (Lee et al, 1976) visas att flera polyaro— mater, bl a BaP, fluoren, naftalen, metylnaftalen och metylcholantren, tages upp från såväl vatten som föda till krabban Callinectes sapidus, och

att de alla kan metaboliseras av krabban. Hepato— pancreas föreföll vara det organ som svarar för metaboliseringen av polyaromaterna. Tjugofem dygn efter exponering för radioaktivt märkta kolväten, registrerades radioaktivitet endast i hepatopan— creas. Radioaktiviteten var knuten till både mono— och dihydroxyföreningar av de doserade kolvätena. Ingen evidens för långvarig upplagring i någon väv— nad hos krabban erhölls. Författarna har erhållit motsvarande bild av förmåga att relativt snabbt metabolisera och utsöndra polyaromater hos andra större kräftdjur, såsom Panulirus interruptus, Libinia emarginata, Homarus americanus och Cam— barus sp. Det får därmed anses vara tillräckligt väl belagt att kräftdjur i princip besitter för— mågan att metabolisera polyaromater.

Förmågan hos musslor att metabolisera polyaromater har studerats dels i rena laboratorieförsök och dels i dammar under mera naturliga förhållanden. I försök med blåmussla (Mytilus edulis) visade Lee et al (1972 b) att 80 2 av tidigare upptaget tetra— lin utsöndrades inom 24 timmar och 60 2 naftalen inom 72 timmar efter upphörd exponering. Ingen me— tabolisering skedde dock i musslorna av dessa aro— mater och inte heller av BaP.

Neff & Andersson (1975) fann i sina försök med musslan Rangia cuneata stora individuella varia— tioner i utsöndringshastigheten av BaP. För vissa grupper skedde en eliminering av 94 % av den upp— tagna mängden under 6 dygn, medan andra grupper eliminerade endast 10 Z under samma tidsperiod. Ingen BaP ( 40,01 ppm) kunde detekteras i musslor— na efter 58 dygn i isotopfritt vatten. Det är sanno— likt att musslor som i naturen under lång tid acku— mulerat BaP fått en fördelning av ämnet mellan olika organ som skiljer sig från vad som blir fallet efter kortvariga laboratorieexponeringar. Utsöndm ringshastigheten blir troligen långsammare efter lång tids ackumulering vid låga halter i omgivande vatten. Dunn & Stick (1976) studerade blåmusslor som ackumulerat BaP genom att leva i närheten av en creosotbehandlad träkonstruktion i Vancouvers hamn. Musslorna höll BaP—halter på i genomsnitt 45 pg/kg våtvikt. Efter överflyttning i okontami— nerat havsvatten minskade BaP—halten med en halve- ringstid på 16 dygn. Författarna visade även att musslorna inte förmår metabolisera BaP genom att konstatera att musslor som togs upp ur vatten och hölls torra under 3 dygn inte alls minskade sin BaP—halt.

I dammförsök studerade Cox et al (1975) upptagning och utsöndring av bl & naftalen, metyl— och dime— tylnaftalen i två olika musslor (Rangia cuneata och Crassostrea virginica) och en räka (Penaeus setiferus) och konstaterade att räkorna nådde ner till bakgrundsnivåer efter avbruten exponering inom 10 dygn, medan de båda musslorna behövde 96 dygn för att helt eliminera diaromaterna (figur

3.5:14).

Som sammanfattning av dagens vetande om metabolism och utsöndring av polyaromater hos vattenlevande djur kan följande sägas.

Fiskar och kräftdjur har förmågan att metabolisera polyaromater och utsöndra dem i form av vattenlös— liga hydroxyderivat. Musslor tycks sakna denna för— måga. Samtliga undersökta vattendjur förefaller dessutom kunna utsöndra åtminstone flera av poly— aromaterna i oförändrad form, troligen främst ge— nom en fördelningsreaktion över gälmembranen. En sådan utsöndring kan antas ske när halten främmande substans i omgivande vatten sjunker så att flödet genom gälmembranen går i motsatt riktning mot den då exponering pågår. Djurets allmänna metaboliska aktivitet spelar givetvis stor roll för metabolis- men och utsöndringen av polyaromater. Den ökade me— taboliska aktiviteten i samband med födointag tycks öka elimineringshastigheten för polyaromater hos kräftdjur och translokeringshastigheten hos fisk. Upplagring och persistens av polyaromater i fisk är högre i lipidrika än i lipidfattiga arter resp individ.

Den dominerande andelen av polyaromater som tages upp i vattenlevande organismer i samband med hög exponering, elimineras snabbt efter upphörandet av denna exponering. Emellertid förefaller l—lO % av den ursprungligen upptagna mängden kvarbliva i or— ganismen under längre perioder och alltså utsönd— ras betydligt långsammare.

Kunskapen om metabolism och utsöndring av polyaro— mater hos högre växter är såvitt jag kunnat finna praktiskt taget obefintlig.

3.5.2.7 Preliminär modell

I det följande göres ett försök till beskrivning av en preliminär modell för upptagning och elimi— nering av polyaromater hos vattenlevande organismer.

Den primära processen som styr upptagning och ut— söndring kan ses som en enkel fördelningsreaktion mellan kroppsvätskorna och det omgivande mediet. Den sekundära processen, som startar när halterna i kroppsvätskan når över en viss nivå, är en meta— bolisering av polyaromaterna, främst genom hydroxy— lering i levern eller hepatopancreas. Denna process kan innefatta en temporär lagring före utsöndringen, men en sådan lagring i andra kroppsvävnader sker endast om metabolismkapaciteten överskrids.

Molluskerna skulle om de verkligen saknar förmågan att metabolisera polyaromater, vilket hittills er— hållna data antyder, tvingas hantera polyaromaterna något annorlunda. När en viss nivå av polyaromater i kroppsvätskorna överskrids, sker en upplagring i vävnaderna och en utsöndring av dessa upplagrade substanser torde inte åstadkommas i samband med ut— nyttjande av näringsreserverna.

Medan fiskar och kräftdjur kan antas behöva endast korta perioder efter ett exponeringstillfälle för att fullständigt ”rena" sina vävnader från poly— aromater och följaktligen undvika en kontinuerlig bioackumulering av dessa, så kan mollusker förmodas undvika bioackumulering endast om exponeringstill— fällena är mycket sällsynta.

I det fall då en kronisk föroreningssituation råder kommer för samtliga här diskuterade organismtyper en jämviktshalt att inställa sig i vävnaderna. Dessa jämviktsnivåer kommer emellertid att vara mycket högre för mollusker än för fisk och kräftdjur be— roende på det konstaterade svaret hos polyaromat— metaboliserande grupper, nämligen att metabolismen ökar vid ökade polyaromathalter i djuret. Det kan alltså antas att detta, snarare än deras position i näringskedjan, är orsaken till de höga polyaro— mathalter som registrerats i musslor.

Även om musslor, som vid en kraftig exponering kan ackumulera polyaromater, förtärs av t ex en fisk och därigom upptagningen i fisken ökar, torde ge— nom den härigenom inducerade ökningen av polyaro— matmetabolismen i fisken, denna knappast på längre sikt kunna bygga upp högre halter av polyaromater i sina kroppsvävnader än vad musslorna höll. Under kortare perioder med särskilt kraftig exponering för polyaromater kan det dock tänkas förekomma en viss anrikning i näringskedjan (biomagnification). Sett över längre tidsperioder får det emellertid, med utgångspunkt från dagens vetande, anses vara små risker för att någon anrikning av polyaromater i de akvatiska näringskedjorna ska förekomma utan— för högexponerade områden. Vad som i detta samman—

hang ska betecknas som "högexponerat" får fram— tida karteringsverksamhet ge underlag för.

3.5.2.8 Slutord

Frågan om transport av polyaromater i de terrestra näringskedjorna bör ägnas betydligt större uppmärk— samhet i framtiden. För människan som ju livnär sig av produkter från såväl den akvatiska som den ter— restra näringskedjan förefaller intaget av BaP via fisk och skaldjur (även om dessa fångas i ett föro— renat område med 30 x bakgrundshalterna) endast ut— göra en ytterst obetydlig andel av det totala in— taget av BaP.

Icke gälandande organismer som uteslutande livnär sig på den akvatiska näringskedjan (många fåglar, säl och utter) borde även studeras m a p omsätt- ningen av polyaromater samt eventuella effekter av dessa (cancerinduktion etc).

Den ökning av halten polyaromater i olika landväx— ter som kan skönjas som en följd av förbränning av fossila och olika typer av industriell aktivitet torde innebära en ökad belastning av många land— levande organismer inklusive människan med cancero— gena ämnen. Om denna ökade belastning verkligen medför en ökad cancerfrekvens får framtida forsk— ning utvisa. Det förtjänar dock att påpekas att polyaromaterna, till skillnad från exempelvis DDT och PCB, inte är för organismerna nya och okända ämnen. Flertalet av dem har existerat lika länge som organismerna. Det är effekterna av den ökade belastningen och den sannolikt förändrade samman— sättningen av polyaromatblandningen som åstadkom— mits av det moderna industrisamhället som skall studeras.

Tabell 3.5:1 Concentration of PAH in

1976 a)

Polycyclic Aromatic Hydrocarbon

Sampling period

Origin of air

1 1.11—

3.11 1975

Southern England, Northern France, Be—Ne-Lux

dry deposition (ng/1000 m3) in southern Norway (efter Lunde et al,

2

10.11— 12.11 1975

Eastern

Europe

3 25.11—

26.11 1975

Northern England, Scotland

4 25.1—

27.1 1976

Northern

Norway

5 28.1— 6 1.2—

31.1 1976 4.2 1976

7 17.2— 19.2 1976

Stationa— Stationa— Mainly

ry air, ry air,

Skagerak, Southern

Denmark, Sweden

Norway, Southern Sweden

Poland and Eastern Germany

8 19.2— 20.2 1976

Eastern Europe, Middle Europe, England

9 20.2— 21.2 1976

England, France

_________________________________________________________________________________________________________________________

Phenanthrene Anthracene

Methyl—phenanthrene/—anthracene

Fluoranthene

Dihydrobenzo(a&b)f1uorenes

Pyrene Benzo(a)f1uorene Benzo(b)f1uorene l—Methylpyrene Benzo(c)phenanthrene Benzo(a)anthracene Chrysene/Triphenylene Benzo(b&k)f1uoranthenes Benzo(e)pyrene Benzo(a)pyrene Perylene o—Phenylenepyrene Benzo(g,h,i)perylene Anthanthrene Coronenee

739 375 257 2190 332 1851 80 71 55 629 389 1625 2087 1237 1048 90 963 880 179 164

46 76

154 114

40 37 72 34 96 158 95 114 13 106 116 24 68

1216 278 216 3965 363 3293 318 149

99 957 740

3269 4013 2635 2053 191 1920 1971 423 183

36 68 171 32 135 21 117 9 38 41 99 83 66 59

trace 62 64 7

443 116 706 48 629 97 199 24 197 105 387 724 253 122 17 226 206 40 63 146

52 324 32 286 26 148 9 108 73 194 467 135 98 11 144 140 22 20

438 183 138 768 115 604

91 103 22 188 147 283 775 220 148 17 269 206 40 49

549 131 162 889 194 714 242

39 30 280 180 370 960 287 235 30 308 289 46 84

) 4725

661 6637 874 4864 815 571 147 1021 585 1756 4312 1191 965 90 1306 1142 225 212

_______________________________________________________________________________________________________________________________

Total identified PAH

1108 4602 2435 4804 6019

32099

Tabell 3.5:2 Halter av partikelburna polyaromater i Los Angeles—luft (ng/m3). Medianvärden för olika kvartal samt hela året (efter Gordon, 19

___—___—

Fyren

Fluoranten Benzo(a)antracen Chrysen Benzo(e)pyren Benzo(a)pyren Benzo(b)f1uoranten Benzo(j)f1uoranten Benzo(k)fluoranten Perylen Antantren Benzo(g,h,i)perylen Indeno(1,2,3—cd)pyren Coronen

76)

Kvartal År 1 2 3 4 0,58 0,23 0,25 1,24 0,45 0,38 0,15 0,24 0,68 0,31 0,30 0,06 0,10 0,59 0,18 0,70 0,26 0,44 1,57 0,60 1,30 0,42 0,62 1,96 0,90 0,77 0,17 0,26 1,27 0,46

0,24 0,33 1,30(o,54) 0,26 0,06 0,12 0,43 0,17 0,27 0,07 0,15 0,52 0,20 0,22 0,06 0,22(0,10) 0,33 0,08 0,14 0,79 0,23 3,80 1,35 2,71 8,25 3,27 1,79 0,68 1,00 2,64 1,34 2,49 1,13 1,66 4,44 2,13

Tabell 3.5:3 Halter av benzo(a)pyren i jordprover 1 Osttyskland (efter Fritz, 1971)

A. I omgivningarna till emittenter

Industrityp Avstånd (m) Benzo(a)pyren (Eg/kg)

Brunkolsverk (100 " 400 " 500—1 000 Tjärverk (500 Kreosotverk (10 " 100 " 500 " 1 000

B. Ej omedelbart inpå emittenter

Områdestyp Provtzp Benzo(a)pyren (pg/kg)

Brunkolsområde Skogsjord Tätort (Pots— dam) Bangård " Motorvägren

" Busshållplats

" Humus

" Sand

Östersjökusten Skogsjord

" Sand

Trädgårdsjord

10 000 4 000 1 100 120 000 650 000 3 000 1 000 800

17 500

3 000 3 000 1 500

800

100-800 10-40

35

0

,s

Tabell 3.5:4 Exempel på polyaromathalter i marina organismer (halter i pg/kg våtvikt)

Art Icke förorenat Förorenat område område BaP Ba Anth BaP Ba Anth Musslor Mytilus (Blå— mussla) ID-28 3,8—4,3 4—750 — (torrvikt) Mercenaria O,38—1,1 4,4 8,2-16 — Ostrea (Ost— ron) lD—4 5,8 ID-6 — Cardium (Hjärtmussla) ID—S ' (2 ID—12 6 Kräftdjur Crangon lD—0,5 0,7 ID—90 (torrvikt) Fisk Gadus (torsk) ID—3 — 15 (torrvikt) ID Clupea (sill) ID-0,l — 0,4-13 Sardina 65 (torrvikt)

ID = Icke Detekterat

Tabell 3.5:5 Exempel på polyaromathalter i terrest— riskt växtmaterial (halter i pg/kg våtvikt)

Material BaP Ba Anth Sädeskorn (vete, korn) 0,2—4,1 0,4—6,8 Sojabönor. 3,1 — Sallad 2,8-5,3 4,6—15 Tomater 0,2 0,3 Spenat 7,4 16 Grönkål 13—48 44—230 Äpplen 0,1—0,5 ' Kaffebönor (rostade) 0,1—4 0,5—14 Te 3,9-21 — Vegetabilisk olja 0,4—1,5 Kokosnötolja 48

Tabell 3.5:6 Inverkan av växtplatsen på BaP—halten l frukt och grönsaker (halter i pg/kg torrvikt)

(efter Fritz, 1971)

Födoämne villaförort Vid landsväg Industri—X) område

Äppelskal 0,2—0,5 30—60 Äppel—frukt— kött O,1-0,4 5-6

Päronskal 9—10 27 Päronfrukt— kött 0,5—0,9 3 Stenfrukter 3—8 Bär 2—7 Sallad 23 _ 150 Kål 6—12 Gurka 8—11 Purjo 11 Potatisskal 8—12 Potatis 0

x) högst 1 000 m från emittent Anm: Förutom BaP påvisades upp till 5 000 pg fen- antren/kg, upp till 3 200 pg pyren/kg samt upp till 4 000 pg fluoranten/kg i ovan redovisat material.

Tabell 3.5:7 Beräknad mängd BaP som intages med födan. Gäller befolkning i ett industriland som Östtyskland (efter Fritz, l97l)

Födoämne och Förbrukning Genomsnitt Mängd in— odlingslokal (kg/capita/ BaP—halt tagen BaP år) (pg/kg) under 70 år (mg/capita) Mjöl — bröd industri, fjärran 92,3 0,73 4,7 industri, nära 92,3 2,2 14,2 Grönsaker industri, fjärran 66,5 12,1 8,4 industri, nära 66,5 90 41 Frukt, bär industri, fjärran 51,1 2,1 1,1 'industri, nära 51,1 13,4 7 Margarin 10,9 6,9 5,3 Öv olja+matfett 2,4 8,3 1,4 Kaffe 2,2 0,3 0,05 Dricksvatten 1000 0,007 0,5 Rökta födoämnen 18 1,5 1,9 Grillade födoämnen 0,5 8 0,3

Anm: Vattenhalten i grönsaker antas vara i genom— snitt 90 2 och i frukt ca 85 %.

no elimination

uptake stopped w : (I) /| ” i .,4 1 ” | . steady 'o state | 0 o v—l l: 1 | ; "” i o a 2 lx % loss from x ': 'non—assimila & & ted pool | & .. NX C * 9 | _— å & o I —_*— 9 x 5 I *» time

Figur 3.5:8 Generalized relations of uptake and loss with time at different levels of exposure, i1_>i2. Broken line indicates a loss from two (or more) compartments. (Efter Wilson, 1975).

(VOIX) Sd podedoo/auaxÅdozuaq-H£ ;o nunomv

26 24 22 20 18

cCopepods exposed to one pg of 3H—benzopyrene in one liter of sea water ACopepods exposed to one pg of 3H—benzopyrene in one liter of sea water after three days of

16 exposure copepods transferred

to radio active free sea water

14 12

(time, O 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 1516 17 18 19 20 days)

Figur 3.5:9 Uptake and discharge of 3H—benzopyrene by the copepod, Calanus plumchrus. (Efter Lee, 1975).

H OH 11 H 3 OSO3H dö . / ou X H 0C6H906 X OH

9 H on H 5 oso3n 00 0063906 / | kx

nucocn3 8 0C6H906 SCHZCHC02H3

dö 532900 ödök

Figur 3.5:10 Urinary metabolites of mammals dosed With naphthalene. (Efter Corner, 1975).

Figur 3.5:11 R, (Efter Corner,

"CH 19753

Benz(a)åntracen

24

CH(NHCOCH3)C0 H; 6, bile; f,

faeces;

u,urine.

benzo [a] pyrene 12 1

11 2

103. OHH OH _ 9 X H

7 6 5 9',10-dihydroxy— 9',10dihydrobenzoiai pvrene

OH HOH " CO OQO OOO OQO 0" 1,2—dihydroxy- OH 1,2-dihydrobenzo[a] pyrene 6-hydroxybenzola] pyrene 3-hydroxybenzola1 pvrene

%. 1 &...

1 6-dihydroxybenzo[a] pyrene 3,6-dihydroxyben101dl DY'ene

.te

O benzo [ a] pyrene-1,6-dione

benzola] pyrene-SSduone

Figur 3.5:12 Metabolism of benzo(a)pyrene. (Efter 'N'A' s, 19'7'2'). '

O.

vx O

äd/Iemrue led auateqnqdeu.;o tonat

0 L____1__._J.____L____1__.__L___L____1..___l__l

0 3 6 9

time/day

Figur 3.5:13 Loss of radioactivity by Eurytemora treated with (IRC)—labelled naphthalene. (Efter Corner, 1975).

5.0

___—_,_____ Penaeus setiferus

Rangia cuneata

.___ _.___ _ Crassostrea virginica

(mdd)

0 kl saueIEqnqdeu ;o mng

initial conc

100 200 300 400 500 600 1000 1100 1200 2250 time/llours

Figur 3.5:14 The release rate of total naphthalenes from invertebrates.

lEfter Cox et al, 1975).

3.6 EFFEKTER PÅ YT— OCH GRUNDVATTEN P G A DEPONERING AV FAST AVFALL

Följande avsnitt har utarbetats av Gunnar Bergvall vid naturvårdsverkets kommunbyrå.

Vid förbränning av kol erhålles aska och slagg från pannor samt flygaska från elektrofilter. Den totala mängden utgör 10 å 15 Z av bränsleförbruk— ningen. Ett kraftverk av storleken 1 000 MWel med utnyttjningstiden 6 000 timmar producerar (200— 250)103 ton flygaska vid elektrofiltren samt (20— 25)103 ton aska och slagg vid pannan per år.

Med hänsyn till de stora slagg— och askmängderna torde det vara ofrånkomligt att avsevärda mängder måste deponeras i upplag. Utomlands förekommer att aska och slagg används som fyllnadsmaterial vid exempelvis vägbyggnad (Floss and Toussaint, 1976) eller som råvara vid betongframställning.

Vid avsvavling av rökgaser har de kalciumbaserade skrubberanläggningarna kommit längst i utveckling och fått den största praktiska användningen. Man erhåller emellertid en stor mängd slam som måste omhändertas på ett eller annat sätt. Slampro— duktionen utgör 20 a 30 % av bränsleförbrukningen vid en svavelhalt av 3 %.

Avfallet innehåller vissa ur miljöskyddssynpunkt icke önskvärda beståndsdelar såsom tungmetaller och svavel, vilket medför att särskilda skydds- åtgärder måste vidtagas vid deponering. Återan— vändning förekommer exempelvis i Japan, där gips— plattor tillverkas.

3.6.1 DEPONERING AV ASKA OCH SLAGG

Askans och slaggens sammansättning varierar med kolets kvalitet. Beroende på typ av reningsan— läggning återfinns olika mängder tungmetaller i aska och slagg. Avskiljningsgraden varierar för olika metaller mellan exempelvis 70—95 %. Metall— halten i aska och slagg är ofta 10 gånger så stor som i bränslet. Metallernas fördelning i aska och slagg framgår av tabellerna 3.6:1 och 3.6:2.

Tabell 3.6:1 Metallernas fördelning vid deponering (avsnitt 2.3.1 alt 4) Slagg och aska

Kol till upplag

ppm t/år t/år ppm As 15 64 52,2 100 ca 20 85 59,5 117 Co 40 170,4 158,9 310 Cr 300 1278 1130 2200 Cu . 100 426 405,7 800 Mn 100 426 403 790 Mo 3 12,8 12,2 24 Ni 80 341 326,6 640 Pb 30 128 77,9 150 Se 10 42,6 35,1 69 V 150 639 574 1120 Zn 300 1278 1058 2100

Tabell 3.6:2 Metallernas fördelning vid deponering (avsnitt 2.3.1 alt 3)

Kol Slagg och aska till upplag ppm t/år t/år ppm As 1 2,1 1,71 7 Cd 0,01 0,0217 0,0153 0,06 Co 1 2,13 1,99 8 Cr 65 138 122,5 480 Cu 40 85 81,2 320 Mn 27 57,5 54,3 210 Mo 1 2,13 2,03 8 Ni 4 8,52 8,21 32 Pb 1 2,13 1,31 5 Se 0,06 0,13 0,106 0,4 V 2 4,26 3,82 15 Zn 4 8,52 6,9 27

3.6.1.1 Lakningsprocesser

Då förbränningen sker i närvaro av luft föreligger metallerna i slagg och aska ofta såsom oxider. Me— talloxidernas löslighet påverkas av bl a pH. Vatten som lakar slagg och aska blir svagt alkaliskt, ca 8,5. Vid detta pH är många av oxiderna svårlös— liga men oxiderna av exempelvis arsenik, selen och volfram är lösliga vid detta pH. Frågan om hur pH kan förändras med tiden är inte känt men det finns skäl att anta att pH kan förskjutas mot ett surare intervall genom att nederbörden har kommit att bli allt surare (pH 4—5). När pH antar lägre värden ökar lösligheten hos flera mycket giftiga metaller såsom kadmium, krom, nickel och kvicksilver. För— utsättningarna för urlakning i slagg och aska är mycket gynnsamma eftersom askpartiklarnas storlek

är mycket liten och detta medför att den specifika ytan per volymsenhet slagg och aska är synnerligen stor. För att belysa detta kan nämnas att specifika ytan hos & ton slagg och aska utgör uppskattnings— vis 10 km

Med hänsyn till att upplagen av slagg och aska kommer att innehålla avsevärda mängder metaller är det nödvändigt att de urlakade vattenmängderna kontrolleras och att reningsåtgärder kan sättas in vid behov.

3.6.l.2 Kontrollåtgärder

Full kontroll över avrinningen kan man endast uppnå genom att förlägga upplagen till tät mark där in— filtration undviks. Vidare bör marken vara torr så att de vattenmängder som behöver omhändertas inte blir större än de som följer med nederbörden. För— utsättningarna att finna områden med sådana kvali— teter inom så stora deponeringsområden som det här är frågan om är begränsade, vilket bl a gjort sig gällande i samband med lokaliseringen av upplag för kommunalt avfall. När upplaget är lokaliserat skall det förses med avskärande diken för att av— leda ytvatten från omgivande marker. Vidare skall uppsamlande diken för lakvatten anläggas. Dessa skall mynna i ett utjämningsmagasin nödvändigt för att utjämna flödesvariationerna under året och därmed möjliggöra rimlig dimensionering av lak— vattnets reningsanläggningar. Utjämningsmagasinet kräver en yta motsvarande de cirka 5 % av upplagets yta.

Rening av lakvatten bör ske i reningsverk med an— ordningar för kemisk rening. Val av fällningskemi— kalie utprovas lämpligen för varje enskilt fall. En blandning av kalk och järnklorid torde vara lämplig. Med ett sådant reningsförfarande är det möjligt att ernå utgående halter av ca 0,1 mg/l beroende på pH. Emellertid har inte alla metaller samma fällnings—pH varför viss osäkerhet beträffan— de halterna i detta skede måste accepteras.

Deponeringsproblemen kan belysas genom att använda kolmängder och kolsort motsvarande ett kondenskraft— verk på 2 000 MWel (jämför avsnått 2.3.1 alt 4).

Av kolförbrukningen på 4 260x10 ton/år blir 458x10 ton ålagg och aska. Tätheten för slaggen är 1,2 ton/m för askan 0,8—0,9 ton/m3. Tätheteg för slaggen och askan i blandning torde bli 1 ton/m Den sammanlagda de ongringsvolymen under en 10 års period blir 458x10 m . Upplagets genomsnittliga höjd antas till 10 m varvid den erforderliga ytan

för 10 års deponering blir 458x103 mZ. Årsneder—

börden i Syd— och Mellansverige infiltrerar i genomsnitt 300 mm. Det är högst sannolikt att en minst lika stor del av årsnederbörden infiltrerar i slagg— och askupplag. Den vattenmängd som rinner genom upplaget och som gengm lakning blir förorenad uppgår således till 458x10 x0,3 = 137 400 m /år.

Vattnets föroreningsgrad torde bero på de olika metallföroreningarnas löslighetsförmåga vid i frå— gakommande pH. Arsenik, selen och volfram är lös— liga i svagt alkalisk lösning. Kommer dessutom ne— derbörden att förskjuta pH mot ett surare intervall kommer flera metallföreningar att gå i lösning. Den teknik som nu allmänt används är kemisk rening genom fällning vilken medger utgående halter i stor— leksordningen 0,1 mg per liter vilket får anses vara ett godtagbart värde med den teknik som nu finns tillgänglig. Mängden metallföreningar som kan lämna upplaget blir 13,7 kg/år. Detta förutsätter att det går att upprätthålla optimalt fällnings—pH för alla metallföreningar. Troligtvis är detta inte möjligt för alla metallerna vid så låga halter utan det kommer i första hand att gälla kadmium. Som exempel kan nämnas att det totala kadmiumutsläppet till vattendrag i Sverige har uppskattats till ca 10 ton/år. Det här beräknade lakvattenutsläppet skulle således utgöra knappt 1 X av hela kadmium— utsläppet.

3.6.l.3 Sammanfattning

Ett flertal faktorer är av betydelse för val av plats och skyddsåtgärder. Vid lokalisering av ett upplag bör hänsyn tas till topografi, geologi, yt— vatten, grundvatten och stabilitet (SNV 1974:24).

De olägenheter som kan förutses vid deponering av slagg och aska är förorening av grundvatten genom olämplig lokalisering. Vid varje lokalisering upp— kommer vidare ett lakvattenöverskott som innehåller lösta metallföreningar, vilka till viss del kan av— lägsnas ur lakvattnet i reningsanläggningen med an— ordningar för kemisk rening.

3.6.2 DEPONERING AV SLAM

Vid rökgasavsvavling medelst den våta metoden där svaveldioxiden tvättas ut med lämplig alkalisk lös- ning uppkommer stora slammängder. 1 det följande förutsätts att lösningen är kalciumbaserad varvid slammet består av i huvudsak kalciumsulfat (gips) och kalciumsulfit i olika proportioner. Vidare före— kommer kalciumkarbonat samt andra metallsalter eller andra toxiska ämnen.

Flygaska blandas vanligen med slammet varigenom torrhalten ökar. På många håll prövas fysisk och kemisk stabilisering av slammet vilket förenklar avvattningsprocessen. Slammet blir härigenom lät— tare att hantera. Jämförande prov emellan behand— lat och obehandlat slam pågår bl a i USA under led— ning av EPA (Rossof och Rossi, 1976).

Vattenförorening uppkommer genom att olika material sköljs med regnvatten eller smältvatten, när detta passerar över den öppna deponeringsytan, eller när det passerar genom deponeringsmassorna. Luftföro— rening i samband med slamdeponering torde inte komma ifråga, eftersom flyktiga ämnen inte före— kommer. Inte heller torde någon förorening genom fåglar eller andra djur vara aktuelL

3 . 6 . 2 . 1 Slammets sammansättning och egenskaper

Slammets sammansättning växlar inom vida gränser, beroende på använd teknik. Relationen mellan sulfat och Sulfit kan växla från slam med övervägande sul— fat till slam med övervägande Sulfit. Vidare kan mängden oanvänt kalkmaterial växla och i vissa fall uppnå 30 7 av slammets totala torrvikt eller högre. Övriga mängder av i slammet ingående sub— stanser är ännu ofullständigt kända. Tillfälliga störningar i processen kan också andra slammets sammansättning.

Slammets fysikaliska egenskaper växlar i hög grad med dess sammansättning samt med relationen sul— fat—sulfit. Sulfatslammet synes i regel bestå av större kristaller och partiklar och får häri— genom en relativt fast konsistens. Det sedimen- terar förhållandevis väl i vatten och dess vatten— bindande förmåga är relativt begränsad. Torrsub— stanshalten uppgår till ca 60 Z vid dränering.

När slammet består av såväl sulfat som sulfit för- ändras de fysikaliska egenskaperna väsentligt. Karaktäristiskt är att slammet får utpräglat tixo— tropa egenskaper. Med ökat sulfitinnehåll ökar slammets vattenhållande förmåga. Torrsubstanshal— ten ökar långsamt vid dränering och uppnår 35—50 Z beroende på slammets sammansättning.

3.6.2.2 Lakningsprocesser

När sulfat—sulfitslammet kommer i beröring med vatten, exempelvis vid nederbörd sker en viss ut— lakning av material från slammet. Vattenlöslighe— ten hos kalciumsulfat är förhållandevis stor och uppgår till ca 3 g/l. Kalciumsulfitens löslighet i vatten är endast omkring 1/100 av kalciumsul— fatets. Enligt gjorda undersökningar är sulfit— halten i lakvatten genomgående lägre än sulfat—

halten. Sulfiten oxideras nämligen relativt snabbt i lakvatten.

Ett exempel på lakvattnets sammansättning ges i tabellen 3.6:3. Vänstra kolumnen i tabellen anger värden vid ett öppet system, där lakvattnet släpps ut, medan högra kolumnen anger beräknade värden i ett slutet system, där lakvattnet återinförs i pro; cessen (Stark och Potts, 1973).

Tabell 3.6:3 Lakvattens sammansättning

Koncentration mg/l

Ämne öppet system slutet system Kalcium 815 830 Magnesium 85 230 Sulfat 1450 1400 Sulfit 70 145 Klorid 675 1200 Natrium och Kalium 59 50 Järn 0,17 0,07 Barium 0,15 0,2 Cyanid 0,01 0,01 Zink 0,04 0,02 Kvicksilver 0,0003 0,0002 Nickel 0,22 0,05 Koppar 0,035 0,03 Krom 0,07 0,11 Kadmium 0,004 0,001 Fosfat 0,1 0,1 Totalt upplösta ämnen 4500 5700

3.6.2.3 Kontrollåtgärder

De olägenheter och svårigheter som kan uppkomma vid slamdeponering kan uppdelas i två grupper: dels problem inom själva deponeringsområdet under och efter deponeringen, dels problem utanför depone— ringsområdet, i första hand nedströmsproblem p g a utlösta och vattentransporterade deponeringspro— dukter.

Deponierna skall läggas på sådan plats och utföras så, att eventuellt uppkommande pressvatten och lak— vatten kan insamlas för kontroll och eventuella reningsåtgärder på samma sätt som för upplag av— seende aska och slagg. Deponeringsplatsen bör om möjligt ligga intill en vattendelare, där ingen sidotillrinning uppstår. Kan en sådan placering inte väljas, bör uppströmssidan avskärmas med skyddsvallar (SNV l974z8)

De skador som uppkommer genom lakvattnet är syre— brist i yt— och grundvatten p g a kalciumsulfitens oxidation. Det är således i första hand ett syre— hushållningsproblem även om metallföroreningar kan utgöra vissa mindre problem. Dessa torde emeller— tid med hänsyn till slammets höga pH inte vara dominerande. Behandling av lakvatten med avseende på Sulfit kan ske genom luftning varvid oxidation till sulfat äger rum. En sulfatanrikning i en re— cipient torde inte innebära några allvarliga pro- blem eftersom sulfat förekommer naturligt i rela— tivt höga halter i många vattendrag.

Man kan även oxidera slammets sulfit till sulfat. Syftet med denna behandling är att utnyttja slammet för återvinning. Tyvärr föreligger i Sverige ett överskott på kalciumsulfat, varför denna metod torde få begränsad användning.

För att närmare belysa deponeringsproblem kan lik— som tidigare ett kondenskraftverk på 2 000 MWel användas. (jämför avsnitt 2.3.1 alt 4). Den be— räknade mängdgn slam från en sådan anläggning upp— går till lxlO ton/år. Med en uppläggningshöjd om 4 m behövs 18 hektar/år. Efter 10 års deponering omfattar slamupplaget ca 180 hektar. Beräknas av— rinningen till i genomsgitt 300 mm/år blir lak— vattenmängden 550 000 m /år. Om ett reningsverk för lakvatten dimensioneras enligt principen för kommunalt avloppsreningsverk motsvarar lakvatten— mängden ca 3 700 personekvivalenter. Med samma reningsteknik och dimensioneringsgrund kan således behandlingsanläggningar för lakvatten uppföras utan större problem.

Däremot torde det bli förenat med betydande svårig— heter om det ens överhuvudtaget är möjligt att finna så stora sammanhängande markområden med så— dana kvaliteter att en grundvattenförorening kan undvikas. Den mark som har önskvärda egenskaper är regelmässigt produktiv mark avsedd företrädes— vis för jordbruk.

3.6.2.4 Sammanfattning

De olägenheter som kan förutses vid deponering av slam från avsvavlingsanläggningar är förorening av ytvatten via närmaste vattendrag eller av grund— vatten genom mark om upplagets lokalisering är olämplig. Behandling av lakvattenöverskottet torde inte medföra några svårigheter under kraftverkens drifttid, men kan anordningarna för rening drivas effektivt även 100 år senare? Möjligheten att fin— na lämplig mark för upplagen kommer att medföra mycket stora problem.

3.7 EFFEKTER PÅ LANDSKAPSBILD

Följande avsnitt har utarbetats vid naturvårdsver— kets naturvårdsbyrå.

Landskapet har alltid varit basen för människans aktiviteter. Varje tidsålder har haft sin markan— vändning som mer eller mindre påverkat landskapet. Dagens produktions- och industrilandskap har i be— tydande omfattning växt fram under de senaste 30 åren. Industrianläggningar, motorvägar, flygfält, kraftledningsstråk samt bebyggelseområden blir allt— mer dominerande i landskapet.

3.7.1 BEGREPPET LANDSKAPSBILD

Skyddet av landskapsbilden som del av naturmiljön bestäms i första hand enligt 1 och 20 55 natur— vårdslagen. Även byggnadslagen berör dessa frågor.

Begreppet landskapsbild används mycket olika. Många ser landskapsbilden som något statiskt, just den bild eller vy man ser från en viss punkt vid ett visst tillfälle. Naturvårdsverket har i begreppet landskapsbild velat se det hela mera övergripande och har definierat det som landskapets huvudkarak— tär d v 5 ett mer abstrakt betraktelsesätt. Oavsett sättet att använda begreppet landskapsbild kan kon— stateras att ämnets, i mångas ögon, subjektiva ka- raktär medfört att det inte givits tillräckligt beaktande vid lokalisering och utformning av ar— betsföretag i landskapet. Det finns dock metoder att med betydande objektivitet analysera och be— skriva förändringar i landskapet, men dessa metoder bygger på perceptionsvetenskapliga idéer och ut— nyttjar en konstanalytisk begreppsvärld. Detta har medfört betydande "språkproblem" mellan olika pla— nerare— och beslutskategorier och resulterat i att ämnesområdet blivit otillräckligt beaktat.

3.7.2 INVERKAN PÅ LANDSKAPSBILDEN

Landskapsbilden är ett resultat av naturens förut— sättningar samt förutvarande och pågående markan— vändning. Varje förändring påverkar landskapsbilden mer eller mindre, omedelbart eller långsiktigt. Att en förändring sker är alltså naturligt och den upp— levs av de flesta som naturlig eller acceptabel om man förstår nyttan med eller orsaken till för—

ändringen. Om ett landskap eller förändring är "vacker eller ful" är en personlig mer eller mindre subjektiv värdering. En beskrivning av en föränd— ring med en från konstnärlig utgångspunkt gjord analys kan i betydande omfattning göras objektiv.

En betydande faktor vid bedömning av inverkan på landskapsbilden är hur många och under vilka om— ständigheter en förändring kommer att upplevas. Det är självklart att en rekreations— eller boende— miljö är känsligare än en industrimiljö eller att ett ingrepp i ett öppet landskap eller kustlandskap upplevs ha större påverkan på landskapsbilden än ett ingrepp i en avsides belägen skogsmiljö.

Den avgörande möjligheten att minska eller förhind— ra negativ inverkan på lanskapsbilden ges vid dis— kussioner kring en anläggnings lokalisering. Vid utformningen kan även åtgärder föreslås för att minska inverkan på landskapsbilden men en från land— skapsbildssynpunkt felaktig lokalisering kan aldrig rättas till genom åtgärder i samband med utform— ningen av anläggningen. Att kort och lättfattligt beskriva de metoder som kan användas vid analys av landskapsbilden går inte. För att ändå försöka ge en liten inblick i frågor kring landskapsanalys ska vissa begrepp beröras.

Landskapet kan sägas vara uppbyggt av landskapsele— ment. Dessa kan vara slättområden, åsar, sjöar, be— byggelsegrupper etc men kan även vid en detaljerad analys vara hus, träd, en väg, stenar, buskage etc. Landskapselementen är delar i en helhet och på— verkar vår upplevelse av helheten. Delens betydelse för upplevelse av helheten beror bl a på dess läge, storlek, form, färg, struktur och textur i sig själv och i förhållande till närliggande landskaps— elements motsvarande egenskaper. För att beskriva ett landskapselements betydelse för helheten an— vänds t ex begrepp som dominans—, framträdande—, skönjbar, landskapets skala, landskapets struk— tur och dess rumsliga karaktär.

Upplevelsen av landskapet påverkas vidare av års— tids—, dygns— och klimatiska förhållanden samt hur betraktaren upplever landskapet d v s om det står stilla eller är i rörelse. För att inverkan på naturmiljön, inkluderande landskapsbilden skall få en kvalificerad behandling och bedömning bör för uppgiften kompetent konsult/tjänsteman, be— handla dessa frågor.

3.7.3 SYNPUNKTER VID LOKALISERINGSPRÖVNING

Möjligheten att bedöma påverkan på landskapsbilden kan ses i två olika planeringsstadier. Vid en 10— kaliseringsprövning eller utredning om alternativ_ lokalisering skall som underlagsmaterial finnas

— karta med tillräcklig detaljeringsgrad (minst 1:50 000) där områden eller platser redovisas från vilken hela eller del av anläggningen kan ses.

Redovisningar av den landskapsbildsmässiga påverkan kan delas in i områden med olika styrka av påverkan. Anläggningen är domi— nerande, framträdande eller skönjbar. I vissa lägen kan en speciellt framträdande anlägg— ningsdel, t ex en skorsten, behöva särredo- visas för att bättre beskriva karaktären av påverkan.

— karta eller plan där naturområden som på grund av arbetsföretaget genomgår någon förändring redovisas (minst skala 1:10 000).

Förändringar kan gälla t ex bebyggelse, kraft— ledningsgator, kulvertgravar, rörledningar, vägar, järnvägar, vattenregleringar, dikesom— grävningar, zoner med grundvattenförändringar, zoner med ytvattenförändringar, utfyllnader, skogsavverkning etc.

— plan för landskapsvårdande åtgärder och sköt— sel.

Vid större industribyggnation finns från na— turvårdssynpunkt ofta behovet av kontinuerlig skötsel av naturområden i anslutning till an— läggningarna (industriparker). Dessa natur— områden, befintliga och anlagda, kan vid tillåtlighetsprövningen bedömas vara av av— görande betydelse för företagets utformning och lokalisering och måste av den anledningen vårdas.

3.7.4 KOLBRYTNING I DAGBROTT

Ytskiktets jordlager måste vårdas särskilt omsorgs— fullt så att landskapet skall kunna återställas. Det är emellertid möjligt att efterbehandla land— skapet till ett acceptabelt skick genom landskaps— vårdande åtgärder. Schaktmassorna läggs tillbaka med truckar. Problematiken är relativt enkel ge— nom att återfyllningsmassorna mestadels är opå— verkade.

Naturmiljön påverkas även genom grundvattensänk— ningar — åtgärder som blir aktuella vid såväl dag— brott som underjordsbrott. Förutom mera direkta effekter såsom sinande källor och källflöden, får grundvattensänkningen också indirekta effekter på sådan vegetation som är grundvattenberoende. Ytterst kan det leda till att vegetationen helt ändrar karaktär. Riskerna för vegetationsskador

beror bl a på den ursprungliga graden av grund— vattenberoende, på sänkningsstorlek och varaktig— het samt på jordarten. Åstadkomma förändringar i vegetationen kan betraktas som i stor utsträckning bestående.

3.7.5 BRYTNING AV OLJESKIFFER

Från naturvårdssynpunkt är det uppenbart att en skifferbrytning bör ske på platser där ingreppen berör mindre värdefulla och känsliga områden. Det är därför viktigt att på tidigt stadium få natur— inventeringar och dokumentation av landskapsbilden samt grundvattenundersökningar genomförda så att eventuella brytningslokaler kan läggas på platser där de gör minsta intrång.

Naturmiljön påverkas även genom grundvattensänk— ningar — åtgärder som blir aktuella vid såväl dag— brott som underjordsbrott. Förutom mera direkta effekter såsom sinande källor och källflöden, får grundvattensänkningar också indirekta effekter på sådan vegetation som är grundvattenberoende. Ytterst kan det leda till att vegetationen helt ändrar ka— raktär. Riskerna för vegetationsskador beror bl a på den ursprungliga graden av grundvattenberoende, på sänkningsstorlek och varaktighet samt på jord— arten. Åstadkomna förändringar i vegetationen kan betraktas som i stor utsträckning bestående.

En förutsättning för en brytning är vidare att denna kan genomföras på ett sådant sätt att för— ändringarna i landskapet blir så små som möjligt och att ett återskapat landskap på ett naturligt sätt kan anpassas till omgivningarna. Området ges på så sätt en önskad markanvändning. Vid brytningen kommer skrymvolymen av skiffern att i runt tal öka med 50 %. Förutsättningarna att anpassa verksam— heten i landskapet förbättras därför om en avse— värd andel av skifferns potentiella råvaror ut— vinnes. Av väsentlig betydelse är också att mäktig— heten på jordlagret inom ett brytningsområde är så stort att jordmassorna möjliggör en meningsfull återställning (topografi, vegetation etc) av land— skapet och att efterbehandlingen kan ske successivt.

3.7.6 UTVINNING AV TORV

Torv är en i ett kort tidsperspektiv icke förnyelse— bar naturresurs. Den bildas i myrmark och tillväxten är på gynnsamma platser högst 1 mm/år. Torvmarkens skyddsvärde är beroende på ett flertal faktorer. Myrarnas flora och fauna är rik på märkliga, delvis för myrarna exklusiva arter. Vegetationen omfattar talrika växtsamhällen, alla bundna till myrland— skapets speciella ståndortsförhållanden. De kärr— artade miljöerna har en rikare växtproduktion,

vilket givetvis också resulterar i ett rikare djur— liv inom men till väsentlig del även utanför kärr— områdena. Myrarna utgör mångskiftande ekosystem med en utveckling som kan avläsas i torvlagerfölj— derna. Myrarna har också betydelse för hydrologin både lokalt och regionalt. Exploatering av större myrområden åstadkommer vanligen en betydande sänk— ning av grundvattenytan även inom angränsande om— råden, förändring av vegetation och djurliv etc. Myrarna är från ekologisk synpunkt väsentliga ele— ment i landskapet, lokalt dominerande, i andra fall bidragande till att skapa omväxling i landskapet.

Man kan sammanfattningsvis säga att torvmarken är en naturresurs på vilka ett flertal olika intres— senter ställer sina anspråk. De viktigaste intres— senterna är täkt för energiändamål, täkt för andra ändamål, skogsbruk, kulturell och vetenskaplig na— turvård inkl. miljöövervakning, jakt och viltvård samt rekreation och friluftsliv. Mot bakgrund av dessa stora exploateringsanspråk och skyddsintressen är en resursinventering och resursplanering för så— väl riks— som regional och lokal nivå nödvändig. Vidare måste fastslås att myrmarken är en viktig och ofta avgörande del i en ekologiskt sunt funge— rande naturmiljö varför ett skydd inte endast kan gälla ett fåtal exklusiva myrområden utan måste omfatta merparten av ännu ej exploaterade myrom— råden.

För täkt av torv krävs sedan 1 januari 1975 läns— styrelsens tillstånd enligt 18 5 naturvårdslagen. För att underlätta ingivande av täktansökan och för länsstyrelsens tillåtlighetsprövning har sta— tens naturvårdsverk utgivit vissa rekommendationer för handläggning av ärenden rörande torvtäkt m m (SNV PM 797). Undersökning och bearbetning av torv— fyndighet för energiändamål kräver särskilt till— stånd (koncession) enligt lagen om vissa mineral— fyndigheter (SFS 1974:890). Ansökan härom inges till statens industriverk. De avvattningsåtgärder som ofta erfordras i samband med torvtäkt skall, såvitt märkbar inverkan på vattenförhållandena vållas, prövas enligt vattenlagen (VL 7 kap).

3.7.7 MINIROTATIONSSKOGSBRUK (MRS)

En svårighet vid bedömningen av MRS eller energi— skog är att vi har alltför fragmentariska kunska— per om den naturliga produktiviteten i olika de— lar av vårt land. Inte heller vet vi hur de olika delekosystemen fungerar och samspelar med varandra. Av visst intresse i detta sammanhang är strand— zonerna både utefter våra kuster och vid våra in— sjöar. Undersökningar i andra länder har visat att strandzonen där terrestra och marina ekosystem

mötes har en mycket hög naturlig produktivitet. Detta beror delvis på årligen återkommande över— svämningar speciellt i samband med snösmält— ningen. Strandzonen är det område, som är utsatt för en mycket stark mänsklig påverkan, bl a har vi här en mycket kraftig tillförsel av närings— ämnen (avfall). Näringstillförseln kan orsaka övergödning men också vara åtföljt av olika slag av gifter. Detta kan resultera i att de naturliga ekosystemen med deras djur och växter förstöres. Denna förstörelse av de naturliga ekosystemen i gränszonen mellan land och vatten fortgår med en ökad hastighet. Det nu pågående våtmarksåret är ett försök att stoppa denna naturförstöring. Man ställer sig nu frågan om det inte vore möjligt att utnyttja redan påverkade och förstörda våt— marker för MRS. Detta är troligen mer aktuellt i sydligare länder än i Sverige. Nödvändigt är emellertid att mer i detalj veta utbredningen av dessa marker. För svenskt vidkommande har våra vidsträckta myrmarker större intresse. En grund— förutsättning är emellertid att man får ökade kun— skaper om hur dessa ekosystem fungerar. Vi behöver då ha reda på hur de opåverkade systemen och hur de av människan starkt påverkade systemen funge— rar, antingen marken skall användas för energi— skogsbruk, torvtäkt, intensivt skogsbruk för fi— berproduktion eller skyddas som viktig del i na— tur— och kulturlandskapet.

Energiskogen kommer otvivelaktigt att lokalt på— verka fauna och flora. Angeläget är, som tidigare framhållits, att detta inte drabbar ur vetenskap— lig naturvårdssynpunkt värdefulla områdens ekosys— tem eller arter. Rent allmänt kan man säga att t ex vissa delar av insektsfaunan troligen kommer att gynnas av MRS. Inverkan på fågelfaunan kan komma att bli betydande. En förändring i artsam— mansättning och antalet individer inom respektive art kan bl a komma att förändras. Både när det gäller salix på våtmarker och poppel på jordbruks— mark krävs mer detaljerade utredningar avseende hydrologi, vattenkvalitet, ekologi, landskapsbild etc. Dessa är oundgängligen nödvändiga för våt— markerna innan odlingarna startas. Däremot torde i försökssyfte poppelodling i mindre skala kunna tillåtas parallellt med att utredningsarbete på— gar.

3.7.8 OLJERAFFINADERIER

Raffinaderiets största höjd bestäms av skorstenar— na, som kan uppgå till 200 m. Ett märkbart inslag i landskapsbilden utgör vidare 10-20 stycken 20— 30 m höga destillationskolonner samt eventuella ovanjordscisterner för råolja på 20—25 m. Stora fartyg kan även påverka landskapsbilden liksom

rörledningar ovan jord, speciellt om de olika de— larna av raffinaderiet inte ligger intill varand— ra eller om pipelines anslutes.

3.7.9 FOSSILELDADE KRAFTVERK

Ett större fossileldat kraftverk innebär betydande ingrepp i landskapsbilden och i markanvändningen överhuvudtaget. Markanspråk krävs bl a för byggna— der, bränslelager, kraftledningar och eventuella kyltorn. Kraftstationens markbehov inkl ställverk men exkl kollager och avfallslager kan uppskattas till ca 80 ha per 1 000 MWel. Värmeöverskottet från kondenskraftverk kan i vissa fall överföras till atmosfären varvid en mängd olika kylsystem används. Våta kyltorn har ett öppet system och genom kylvattnets nära kontakt med omgivande luft förångas en liten del av vattnet. Vid en an— läggning på 1 000 MWel kan kyltornets höjd bli ca 150 m och diametern vid basen ca 115 m. Vid torra kyltorn passerar kylvatten ett slutet system och värmeöverföringen till omgivande luft sker endast genom konvektion. Kylkapaciteten blir be— tydligt lägre än för våta torn vilket leder till större dimensioner och kostnader. För en kraftverks- anläggning på 1 000 MWel blir kyltornets höjd ca 200 m och basens diameter ca 200 m. Kyltornen enligt ovan arbetar medelst självdrag. Genom fläkt— ventilation kan dimensionerna minskas väsentligt, men samtidigt uppstår bullerproblem (SNV PM 634).

Det är en svår uppgift att kunna balansera indu— striellt och naturligt landskap. En större fossil— eldad kraftverksanläggning med sin differentierade struktur är i hög grad komplicerad. Ett svårt pro— blem är att sammanfoga maskineri och pannhus med de mycket speciella enheterna skorsten och kyltorn. Maskineri och pannhus med sina geometriskt rektan— gulära strukturer skall balansera den för kraft— stationen typiska skorstenen, igenkänd från stort avstånd.

Den tredje byggklossen, kyltornet, karaktäriseras av sin stora hyperboliska struktur, en främmande kropp som både form— och skalmässigt starkt präg— lar landskapet. Även färgen spelar en stor roll för effekten på landskapsbilden. Färgen kan vara framträdande, döljande eller neutral. Då kultur— landskapets utseende utgör en del av vårt miljö- behov torde kyltornets dimensioner inte enbart kunna planeras från strikt ekonomiska grunder. En uppdelning i flera torn kan exempelvis vara en god lösning. 1 Polen har man arbetat med dessa arki— tektoniska frågor liksom i England, där man medelst kyltornsmodeller av olika grupperingar studerar dessa under bl a olika ljusförhållanden (ECE, 1974)

I länder med stark satsning på kolkraft göres stora ansträngningar för att finna användningsområden för askan. Som exempel kan nämnas att mer än hälften av den inom engelska CEGB (Central Electricity Generating Board) producerade askmängden för när— varande säljs som fyllnadsmaterial ( t ex vid väg— byggen) eller som råvara för betongframställning. En översikt över produktion och användning av flyg— aska och slagg från koleldade anläggningar i Europa år 1973 framgår av tabell 3.7:1. Denna utveckling torde vara möjlig även i Sverige i händelse av ett större utbyggnadsprogram för koleldade verk. Under alla omständigheter måste dock mark reserveras för deponering av den totalt genererade askmängden i händelse av avsättningssvårigheter för askan. De— poneringsytan för ett större kondenskraftverk kan uppskattas till 5 ha/år och GW vid en deponerings— höjd av 6 m.

Ur landskapsvårdande synpunkt är det angeläget att deponeringsytor för avfall efter användning kan täckas av vegetation. Detta kräver emellertid att ett så mäktigt jordlager pålägges ett vegetationen helt kan utvecklas i detta. För grässådd och even— tuell buskplantering bör jordtäckets mäktighet inte underskrida 0,5 m. Sedan vegetationstäcket utveck- lats bör ytorna kunna användas som fritidsområden etc. Ökas jordtäckets mäktighet till 0,8 m och väljes lämpligt jordmaterial, bör ytorna kunna an— vändas för kommersiell växtodling. Återanvändning av områdena för bebyggelse etc torde inte vara möj— lig. Genom inblandning av byggnadsavfall i massorna och genom en väl tilltagen jordtäckning, förslags— vis 0,8 m, bör dock så hög stabilitet kunna erhållas att ytorna blir körbara. Avsevärda arealer kommer att krävas vid slamdeponering. Vid en slammängd av 400 009 ton/år (1 000 MWel) motsvarande ca 280 000 m /år och med en medel eponeringshöjd av 4 m blir markåtgången 65 000 m eller 6,5 ha/år. Härtill kommer vissa arealer för sidoanordningar vid deponierna såsom vägar, samlingsdamm för lak- vatten etc (SNV l974:8). Genom behandling av slam med särskilda fixeringsmedel kan större deponerings— höjder erhållas.

Vid stora och höga kollager ändras landskapsbilden. Härvid är lagerplatsens avstånd till kraftverk av betydelse, då man på längre avstånd ofta finner större ytor. Det är väsentligt att av det totala kraftverksområdet kunna avsätta en stor andel grön— område för att minska dofter, damning, buller och insyn samt öka trivseln inom området. Vid ett kon— denskraftverk av storleken 1 000 MWel blir erforder— lig lageryta med ett års lagerkapacitet ca 65 ha. Lagrets höjd är då beräknad till 4 m. Lagrets stor— lek är även beroende på vinteravstängningstid.

Tabell 3.7:1 Översikt över produktion och användning av flygaska

och slagg från koleldade anläggningar i Europa år 1973

Land

Belgien Finland Frankrike Tyskland BRD Grekland Ungern Italien Polen Ryssland (Ukraina)

Total prod av

aska l 1 000

ton

651,8 301

3207,5

6200

2651

130 6952 9875

Cement industri

12,6 12,4

888,9

350

90 461 29

Fyllning Utnytt— vid byggn.jad pro— cellbtg arbeten duktion hårdbtg av askan m.m. Z

Väsbygg— nad bl a vägbana

Byggn mtrl

38,0 82,4 75,5 76,0

144,1 88,6 1,4 5,8 23,2 206,5

186,8 1237,5 109,3 2650 500 1200

195 — 116

2204 50 10 325 35 45 4,4

Ej utnyttjad prod. Lagring, fyllning vid kraftv. Åter— fylln vid kol— fälten Z

62,0 17,6 24,5 24,0

Exempel

Det kol—oljeeldade kraftverket i Wilhelmshafen tillhörande Nordwestdeutsche Kraftwerke AB med bruttoeffekten 720 MWel från ett block hade sin driftstart sommaren 1976. Följande dimensioner och ytbehov kan noteras:

Maskinhus LxB 80x35 m H 37 m Pannhus LxB 63x54 m H 96 m Skorsten H 275 m Kraftverksområde 33 ha

Slammet från rökgasavsvavling deponeras vanligt— vis tillsammans med flygaska från stoftavskiljare och övriga askmängder från själva pannan. Avfalls— mängderna kräver en yta av 20x250 m som man avser utnyttja till ett djup av 9 m. Då området är fyllt med avfall avser man fortsätta med ett jordlager på vilket plantering kan ske. Deponeringsytorna måste väljas med stor omsorg inte minst med hän— syn till eventuella vattenvårdsproblem.

3.7.10 ENERGITRANSPORT

Kraftöverföring

För att överföra kraften från de norrländska kraft— stationerna till de stora belastningsområdena i södra Sverige har ett 400 kV—nät byggts upp. De fortsatta produktionsutbyggnaderna väntas till största delen ske i form av värmekraft i södra hälften av landet och undersökningar har därför koncentrerats på att studera kraftöverföring och distribution i mellersta och södra delarna av lan— det. Sedan flera år har undersökningar pågått av de tekniska och ekonomiska motiven för att införa en högre systemspänning (800 kV) än nuvarande 400 kV i Sverige.

Följande dimensioneringsdata gäller:

Stolphöjd Byggnadsfritt område 400 kV 24 m 40 m 800 kV 34 m 70 m

Genom övergång till 800 kV kan enligt kraftindust- rin betydande markbesparingar göras. För en kraft— ledningsgata i skogsmark gäller t ex att om två parallella 400 kV—ledningar ersätts med en 800 kV— ledning, kan ledningsgatans bredd minskas med 40 %. Den ökade höjden och bredden samt kraftledningsga— tans bredd gör att 800 kV—ledningen i förhållande till 400 kV—ledningen dock blir förhållandevis mer framträdande i landskapet än vad som angivna dimen— sioneringsdata anger.

Vid energitransport med dessa höga spänningar an— ses risker föreligga av både elektromagnetisk och kemisk natur. I samband med coronabildning kan bil— das såväl kväveoxider som ozon produkter som kan negativt påverka den biologiska miljön (Young, 1973). Andra litteraturkällor anger att coronabild— ningen p g a den elektriska fältstyrkan kring Våra högspänningsanläggningar icke ger någon som helst medicinisk påverkan, emedan ozon— och NO —bi1d— ningen knappast är mätbar (Dietrich and åolcio, 1976).

Vid kraftledningsplaneringen bör stor hänsyn tas till flora, landskapsbild och fauna. Landskapsarki- tekter och biologer bör medverka. Det är vidare väsentligt att äldre ersatta ledningar saneras bort.

Pipelines

Rörledningar för transport av råolja, raffinerade oljeprodukter och naturgas har sedan lång tid ut— nyttjats i flertalet av världens industriländer. Vad gäller naturgas är ledningstransport den enda metoden att frakta stora volymer över land. För olja ifrågakommer ledningstransport av ekonomiska skäl i regel först beträffande mycket stora kvan— titeter. Det ligger i sakens natur att anläggande av en rörledning kommer i konflikt med natur- och miljövårdsintressena. Inverkan på naturmiljön kan förväntas bli mycket omfattande dels genom hydro— logiska förändringar dels genom ingreppets stora inverkan på landskapsbilden. För att minska inver- kan på naturmiljön bör pipelines samlokaliseras med andra linjära landskapselement som kraftled— ningar, vägar och järnvägar. Dikesförläggning med omgivande vallar är ofta en god kompromisslösning mellan ren ovanjordsförläggning och kulvertför— läggning (figur 3.7:2).

ARBETSVÄG

f***—1

in. SLÄmunN.

ses MARKNIVÅ

DIKESALIERNATIV

ARBETSVÄG

177—71

| BEF. MARKNWÅ | | KULVERTALTERNAT v

OVANJOR OSALT EP. HAT IV

Figur 3.7:2 Förläggningsalternativ av pipelines.

3.8 EFFEKTER AV UTSLÄPP AV VARMVATTEN OCH RADIOAKT T T

Följande avsnitt har utarbetats av Per—Erik Schelin vid naturvårdsverkets forskningsavdelning.

Utsläpp av uppvärmt kylvatten från kondenskraftverk är ett viktigt miljöproblem. Alternativt kan värmen också avledas direkt till atmosfären i luftkylda torn med bygghöjder upp till ca 100 m eller avledas via slutna kylsjöar.

Temperaturen har stor betydelse genom att den på— verkar hastigheten hos biokemiska reaktioner i eko— systemet (SNV 1974:25). Vid 100 c förhöjning får man ungefär en fördubblad aktivitet. Värmeutsläppen är i första hand ett problem i närområdet vars om— fattning varierar med rådande hydrologiska och meteorologiska förhållanden men även med kylvatten— utsläppets storlek och utformning. Grovt räknat ger ett kraftverk på 1 000 MWel mätbara tgmpera— turförhöjningar i ytvattnet inom ca 50 km vid öppen kust.

Undersökningar i våra söt— och brackvatten visar tydliga effekter i varmvattenutsläppens närområden. Värme stimulerar aktiviteten på samtliga nivåer i biosystemet från produktion av organiskt material över ämnesomsättning till nedbrytning.

Varje organism har sin preferenstemperatur, vissa arter kan anpassa sig till högre temperaturnivåer, andra inte. Generellt leder bestående temperatur— höjningar till ändrad artsammansättning. lcke värme- tåliga fiskarter kan uppvisa undflyendereaktioner. Sålunda undviker laxartade fiskar som öring, sik och siklöja uppvärmda vattenområden medan karp— fiskar som mört, braxen, och löja gynnas.

Uppenbara risker föreligger för utveckling och spridning av sjukdomar och parasiter i fisk i värmepåverkade vatten. Detta vidgar verkningsradien för negativa effekter långt utöver närområdet. Vidare gäller att kombinationseffekter mellan värme och giftämnen kan öka uppehållstider och negativa verkningar. Undersökningar har visat att klorerade kolväten och metaller anrikas i högre grad i fisk vid ökad vattentemperatur.

De viktigaste effekterna berör dock den allmänna vattenkvaliteten.l närsaltbelastade vattenområden kan värmeutsläpp leda till syrebrist. Närsalter, metaller och andra milöstörande ämnen kan då frigöras från bottnarna, läcka ut till angränsande vattenområden och därigenom vidga skadeverkningarna. På vintern kan dimbildning och svaga isar bli ett lokalt problem av varmvattenutsläpp.

Vi kan alltså utgå ifrån att ett varmvattenutsläpp alltid innebär omställningsproblem för en recipient. För att minska de negativa effekterna bör vi för- lägga varmvattenutsläppen till exponerade lägen med stor vattenomsättning d v s i princip till kust— avsnitt som är realtivt opåverkade av mänsklig akti— vitet. De negativa effekterna förstärks i begrän— sade recipienter med dålig vattenomsättning, spe- ciellt i de fall när vattnet redan tidigare är hårt belastat av industriutsläpp. Noggranna marinbiolo— giska undersökningar måste föregå större varmvatten- utsläpp och sedan kontinuerligt pågå.

Även ett kraftvärmeverk kan inrättas för enbart el— produktion under vissa tider. Överskottsenergin kyles då vanligen bort medelst kallkondensering i en särskild värmeväxlare och man erhåller ett varm— vattenutsläpp.

Kylvattenbehovet för ett kondenskraftverk av stor- lek 1 000 MWel är vid lOOC temperaturhöjning

m3/s

Kärnkraftverk ca 50 Fossileldade kraftverk ca 33

3.8.1 TÄNKBARA KONSEKVENSER AV VARMVATTEN— UTSLÄPP

Positiva effekter: l. Stimulerad bakteriell nedbrytning av organiskt material, 3 k självrening

2. ökad vattenomsättning och syrgastransport till isolerade vattenområden (fordrar spec tekniska lösningar)

3. ökat fiske på till den högre temperaturen an— passade arter.

4. Högre produktion av nyttiga organismer, t ex för fiskföda.

5. Möjligheter till förlängd badsäsong.

Negativa effekter: l. Ändrad artbalans, artfattigare fauna och flora och därmed ändrad funktion hos våra naturliga vatten.

2. Lägre syrehalt genom minskad löslighet, och genom ökad produktion av organiskt material, accelererade mikrobiologiska processer och isolering av djupvatten.

3. Högre produktion av icke önskvärda organismer, t ex mindre attraktiva fiskarter, fiskparasiter, blågröna alger etc.

4. ökat upptag av metaller, klorerade kolväten och radioaktiva nuklider i levande organismer.

5. Försvårat fiske i närområdet genom ökad påväxt, ström och dimbildning.

6. Eliminering av organismer i kylvattenintag och kylsystem.

7. I vissa fall sänkt vattenkvalitet för kommunala, industriella och rekreativa ändamål.

— högre intagstemperatur för vattentäkt — ökad korrosion genom ökad utveckling av koloxid och svavelväte — dålig lukt från överbelastad recipient

3.8.2 RADIOEKOLOGISKA EFFEKTER

Radioekologiens arbetsfält är samspelet i miljön mellan radioaktiva ämnen och levande organismer. Den beskriver upptag/utsöndring och anrikning, d v s transportmekanismer för radionuklider i eko- systemet. Viktiga faktorer är nuklidsammansätt— ningen, deras fysikalisk/kemiska form och utsläpps— teknik. Ett huvudmål är människans kontaktyta mot radioaktiviteten i miljön och de interna och ex— terna doser de olika verksamheterna kan leda till. Däremellan löper ett mer eller mindre komplicerat system av transporter från direkta upptag till upp- tag via näringskedjor. Ett radioekologiskt schema visas enligt figur 3.8:1.

I slutet av det radioekologiska schemat formuleras tre för framtida utredningar viktiga frågor med den gemensamma nämnaren "tillgänglighet": radio— nukliders fysikalisk-kemiska form i vatten, sorp— tionsfaktorer i det biologiska systemet och resus— pension av ämnen från sedimenten.

Utsläppen av radionuklider till vattenmiljön ger ej några uppenbara effekter i faunans och florans sammansättning och funktioner sådana vi är vana att se dem vid andra föroreningsutsläpp, t ex av närsalter. Erfarenheten talar för att de enheter, som intresserar oss: populationer och samhällen. ej påverkas i avgörande grad, än mindre raderas ut genom de dosnivåer, som är aktuella (IAEA, 1976). En reservation kan här liksom när det gäller männi— skan mycket väl göras beträffande långsiktiga gene— tiska och somatiska skador. Mycket talar dock för att dessa eventuella effekter blir svåra att sär— skilja från annan miljöstörande påverkan.

Mot de fördolda effekterna i miljön kan ställas den sofistikerade mättekniken för radionuklider. Till

fördelarna kan räknas möjligheterna att kvanti— fiera utsläppen, att dessa sker från punktkällor och att enskilda nuklider även kan kvantifieras i miljöns kontaktytor mot människan. En naturlig första ansats är således att klargöra samband och transportvägar utifrån dessa yttergränser, utsläpp och människa.

Med denna erfarenhet måste man bygga upp planer och program för åtgärder i händelse av haverier och andra olyckor för att snabbt kunna identifiera och kvantifiera utsläppta radionuklider. Därefter bör på olika sätt insatserna dirigeras så att kon— taktytan för dos till människa blir så liten som möjligt.

SAMMANSÄTTNING RADIONUKLIDER UTGÄNGS— FYSIKALISK - KEMISK FORM FAKTORER UTSLÄPPSTEKNIK

HYDROLOGISKA RöRRALLANDEN VATTEN

'N.

DIREKTUPPTAG SEDIMENT

TRANSPORT—

SYSTEM ORGANISMER

NÄRINGSKEDJOR

NIVÅ 1 NIVÅ 2 NIVÅ 5

MÄNNISKAN

BAD MÄNNISKANS STRANDVISTELSE AKTIVITETER FISKE NÄRINGSINTAG c 8 V

TILLGÄNGLIGHET: FYSIKALISK/ KEMISK FORM

SORPTIONSFAKTORER

RESUSPENSION SEDIMENT

Figur 3.8:1 Radioekologiskt schema

3.9 EFFEKTER P G A ÖVRIGA UTSLÄPP TILL VATTEN FRÅN KRAFTVERK

Processavloppsvatten, såsom pannläckage, spillt kondensat samt kylvatten från pumpar, kompressorer o dyl, vilket ej är förorenat, kan utan rening av— ledas till kylvattegutsläppet. Kvantiteten kan uppgå till ca 100 m /h per GWel.

Jonbytesförfarandet är en metod för avsaltning av vatten som kan användas i exempelvis ångpannor. Regenerering av jonbytarmassan görs med syra— och lutlösningar. Vid denna process fås en relativt koncentrerad saltlösning som dessutom kan vara starkt sur eller starkt alkalisk. Detta avlopps- vatten måste därför neutraliseras före utsläpp. Mängden av avloppsvatten från regenerering av jon— bytarna kån exempelvis uppgå till maximalt 150 000 m /år och GWel, för ett kondenskraftverk.

Sanitärt avloppsvatten avleds normalt till kommu— nalt avloppsvattennät. Avloppsvatten från pann— och turbinhallar uppsamlas i pumpgropar och pum— pas till recipient efter rening i Oljeavskiljare. Utpumpning bör bevakas med automatisk larmanord— ning.

Övrigt förorenat avloppsvatten från vattensotning, luftförvärmartvätt och kondensatrening avleds efter sedimentering och pH—justering till kylvattenav—

1opp. I Svenska Vatten— och Avloppsföreningens meddelande VAV MZO (mars 1976) sägs att ett vatten som avleds till ett kommunalt nät bör ha ett pH inom intervallet 6,5-9. Värden utanför detta om— råde medför risk för ledningsangrepp och störningar av driften vid reningsverk. Askan släpps ofta ut i dammar där den sedimenterar och vattnet återpumpas. Grundvattenkontroll vid dammarna erfordras beträffan— ande metallinfiltration. Vid det oljeeldade kraft— verket i Stenungsund avser man att bygga en för— söksanläggning för återvinning av vanadin ur sotet enligt principen vätskeextraktion.

Innan en anläggning tas i drift brukar ångpannor avfettas och betas. Utsläpp av rostfärgat vatten från sådan verksamhet är av tillfällig natur, ca en gång per år. Slammängden kan beräknas till ca 10 ton TS/GWel.

Bottenblåsningsvatten innehåller bl a ammoniak, som tillsätts för att skydda pannan från bildning av pannsten. Utsläppet av ammoniak kan beräknas till ca 50—100 kg/år och GWel.

Andra kemikalier som tillsätts för att skydda pannan mot korrosion och pannsten är natriumnitrit, hydrazin, trinatriumfosfat, citronsyra, kromför— eningar m.m. I vilken omfattning dessa kemikalier används liksom effekten av utsläpp är ej tillräck— ligt undersökt.

Kylvatten i intagskanaler behandlas ofta med klor— och bromföreningar, för att begränsa påväxt av mikroorganismer, musslor m.m. Doseringen varie— rar väsentligt för olika anläggningar beroende på de yttre omständigheterna. Omfattning och effekt av utsläpp är ej tillräckligt kartlagd.

Ett reningsschema för olika typer av avloppsvatten framgår av figur 3.9:1.

Salt kylvatten för turbinkondensor + hjälpkylkretsar

Sött kylvatten Panndränagevatten

Dagvatten

Rening i kom— Sanitärt avlopps— munalt avlopps— vatten reningsverk

Läckagevatten från oljelager Oljeblandat vatten från station

Renings- anläggning

Syra— OCh lutlosn. Neutraliserings- Spolvatten från av anläggning saltningsanläggning

Recipienten

Spolvatten o. mass från kondensat— rening

Tvättvatten från ångpanna

Sedimenterings— Ueutraliserings— anläggning

Ev. askvatten

Tillfällig kemisk rengöring

Figur 3.9:1 Avloppsreningsschema

3.10 PÅVERKAN PÅ KLIMAT

Följande avsnitt är till övervägande del hämtat från en delrapport "Energi och klimat" författad av prof Bert Bolin, Stockholms Universitet år 1976. Rapporten ingår i studieprojektet "Energi och sam— hälle".

3.10.l ENERGIFLÖDEN

Samspelet mellan energiproduktion och jordens kli- mat var redan tidigt en aktuell problemställning för enstaka forskare men det är under de senaste decennierna som ett mer allmänt intresse för pro— blemet vuxit fram. Redan vid sekelskiftet påpekade Svante Arrhenius att en ökad förbränning av kol och olja skulle kunna medföra en ökning av lufthavets halt av koldioxid varigenom jordens klimat skulle kunna förändras.

Vid en diskussion av klimatsystemets energetik är det viktigt att särskilja mellan å ena sidan ex— ternt givna kvaniteter såsom solens strålning, värmetillförseln från jordens inre och å den andra förändringen av de interna energiflödena som är förknippade med förändringar av klimatet. Tabell 3.lO:l ger storleken av några viktiga externt givna kvantiteter som är av intresse i detta sammanhang samt som en jämförelse den effekt som omsätts vid fotosyntes och den som f n produceras av människan. De givna värdena avser dels hela jorden uttryckta i miljarder kilo att = terrawatt (Tw), dels effekt per ytenhet (W/m ) (Bolin, 1976/72).

Tabell 3.lO:1 Externt givna energiflöden i det klimatiska systemet

Toigl effekt Effekt per 10 W = 1 TW yteahet

W/m Solstrålning vid atmos— färens yttre gräns 170 000 340 Av atmosfären och jorden absorberad energi 120 000 240 Värmeflöde från jordens inre 92 0,06 Fotosyntes 90 0,18 (över land) Mänsklig energiproduktion 1970 8 0,016

(över land)

Tabellen visar att den energi som binds vid foto— syntesen inte uppgår till mer än en halv promille av den totala energimängd som kommer till jorden i form av solstrålning. Vi noterar också att männi— skans energiproduktion per tidsenhet ännu ej nått upp till 0,1 promille av den energi som i form av solstrålning omvandlas till värme i atmosfären, haven och i jordytan. Den är emellertid inte jämnt fördelad över jorden. Sammanställningen i tabell 3.10:2 ger en uppfattning av den mänskliga energi— konsumtionen inom tättbefolkade och högindustriali— serade områden.

Tabell 3.10:2 Energikonsumtion per tidsenhet inom industriella områden (Almqvist, 1974)

Yta Be— Effekt Effekt Medelin- (kmz) folk—per yt— per ca— strålning

ning enhet pita vid jord— milj W/m2 kW ytan W/m2 USA, nordkusten 87 000 33,0 4,4 11,2 90 Nordrhein— Westfalen 34 000 16,8 4,2 8,0 50 Nordrhein— Westfalen, industriom— råden 10 300 11,3 10,2 8,9 51 Los Angeles 3 500 7,0 21 10,3 108 New York, Manhattan 59 1,7 630 21,0 93 Fairbanks, Alaska 37 0,03 18,5 21,8 18

Även om alltså medelförbrukningen per ytenhet för hela jorde endast är någon eller några hundradels watt per m och endast uppgår till en liten bråk— del av solinstrålningen vid jordytan så är uppen— barligen redan idag inom begränsade områden energi— konsumtion, som resulterar i Värme och tillförs lufthavet, jämförbar med eller inom smärre områden t o m större än det naturliga energiflödet.

Luftens syre och kväve släpper ganska väl igenom såväl solstrålning som värmestrålning och spelar därför liten roll för jordens strålningsbalans. Tre gaser, som förekommer i relativt små mängder, har däremot avgörande betydelse för jordens strål— ningsbalans: Vattenånga, koldioxid och ozon.

3.10.2 VATTENÅNGA

Vattenångan spelar en avgörande roll för jordens värmebalans. En ökning av mängden vattenånga med— för att den lägre delen av lufthavet får en för— bättrad värmehushållning varigenom temperaturen vid jordytan ökar. Stratosfären är torr och inne; håller endast några hundradels procent av luftha— vets vattenånga. Endast små mängder vattenånga be— höver därför tillföras stratosfären för att even— tuellt förändra strålningsförhållandena. Det anses helt klarlagt att det krävs utomordentliga åtgär— der för att direkt gripa in i det naturliga hydro- logiska kretsloppet. Endast på lokal och möjligen på regional skala kan mänsklig aktivitet idag spe— la en roll i energi— och klimatsammanhang vad gäl— ler vattenånga.

3.10.3 KOLDIOXID

Lufthavet innehåller drygt 0,3 Z.koldioxid som strålningsmässigt fungerar på likartat sätt som vattenångan, d v s höjer lufthavets och jordytans temperatur över den jämviktstemperatur som annars skulle råda vid balans i energiutbytet med univer— sum.

Människan förbränner stora mängder fossila bräns— len och tillför därigenom lufthavet koldioxid. Vi kan inte rena rökgaserna från koldioxid. Endast en övergång till andra energiformer kan lösa detta problem. Den koldioxid, som årligen emitteras ge— nom förbränning av fossila bränslen beräknas till 16 miljarder ton. Den totala mängden koldioxid i atmosfären har beräknats till ca 1 000 miljarder ton varav 15 2 beräknas ha antropogen härkomst. Av den årliga mängden koldioxidproduktion absorbe— ras hälften av oceanerna samt av växtvärlden. Det svenska årliga bidraget kan uppskattas till ca 80 miljoner ton.

Luftens koldioxidhalt har ökat från ett värde mel- lan 290 och 295 ppm vid mitten av förra århundra- det till ca 325 ppm idag, d v 5 en ökning på 10 å 12 %. Av denna ökning har ca 13 ppm ägt rum sedan 1958 vilket framgår av figur 3.10:3.

Det är praktiskt tänkbart att förbränna kol och olja så att lufthavets koldioxidhalt fördubblas eller mer. Med nuvarande takt i användningen av fossila bränslen tar det 200 å 250 år innan luft— havets koldioxidhalt har fördubblats, men redan en årlig tvåprocentig ökning av förbränningen av fossila bränslen innebär att koldioxidhalten i lufthavet kommer att ha fördubblats inom 100 år och en femprocentig ökningstakt flyttar denna tid— punkt fram till blott 20 å 30 år in på 2 OOO—talet vilket framgår av figur 3.10:4.

Om de naturliga variationerna av jordens klimat inte blir större bör en mätbar effekt av koldi— oxidens förändringar kunna noteras mot slutet av detta århundrade. En global klimatförändring p g a en ökad koldioxid—halt i lufthavet kan väntas bli bestående, kanske hundratals eller tusentals år, eftersom havet endast långsamt förmår ta upp denna ökade mängd koldioxid från luften, även om utsläp— pen helt upphörde.

Förrådet av karbonater minskar när koldioxidhalten i havet ökar, vilket kan få ödesdigra följder för livet i havet. En nedbrytning sker av de kalkämnen som bildar skal och skelett hos en mängd organismer.

Docent Torbjörn Alexandersson vid paleontologiska institutionen, Uppsala universitet, har genom di— rekta observationer kunnat påvisa vissa resultat. Han har funnit vissa grunda havsvatten som redan nu lider av undermättnad på kalciumkarbonat och att tillståndet verkar upplösande på kalkhaltiga skal.

Beräkningarna av vad som kommer att inträffa med en ökande koldioxidhalt i atmosfären kompliceras dock av flera faktorer. En ökad temperaturstegring skul— le sannolikt framkalla en ökad molnighet, som i sin tur skulle verka avkylande. Vidare kan det vara svårt att bedöma den kombinerade effekten av ökad mängd fasta partiklar och koldioxid i atmosfären (se avsnitt 3.10.5).

3.10.4 OZON

Ozonskiktet har sin största utbredning i stratos— fären på en höjd av ungefär 25 km och filtrerar bort nästan all ultraviolett strålning

Ozongasen består av tre syreatomer (O ) och bildas i den övre atmosfären när syremolekylen (0 ) sönder— delas genom absorption av solens ultravioletta strålning. Samtidigt pågår en ständig nedbrytning av ozon i atmosfären och de båda processerna tycks balansera varandra så att ozonskiktet hela tiden har ungefär samma täthet. Mängden ozon vid mark— nära skikt varierar avsevärt både i tid och rum och som ett medelvärde kan anges 2 pphm.

De antropogena emissionerna är små medan de natur— liga uppgår till ca 2 miljarder ton/år. Uppehålls— tiden i troposfären är 1—3 månader och stratos— fären'O,l—2 år (Almqvist, 1971.)

Under de senaste åren har möjliga förändringar av ozonskiktet på 20—40 km höjd kommit i blickpunkten på grund av farhågorna att mänsklig verksamhet kan tänkas påverka de fotokemiska reaktionerna på dessa höjder. Som redan nämnts är förekomsten av ozon i

stratosfären av fundamental betydelse för tempera— turförhållandena genom absorption av ultraviolett strålning, varigenom denna för varje slag av liv skadliga strålning endast till en ringa del når jordytan. Det torde vara klarlagt att såväl ut- släppen av kväveoxider från överljudsplan på 17—20 km höjd som användningen av klor—metangaser från sprayflaskor, frys- och kylskåp skulle kunna minska mängden ozon i stratosfären. Kväveoxiderna utgör de viktigaste katalysatorerna vid reaktions— förloppen. Freon är en inert gas som sannolikt inte försvinner från lufthavet annat än genom fo— tokemiska reaktioner i stratosfären. Omfattande forskning har initierats i USA för att klarlägga storleken av sådana eventuella förändringar.

3.10.5 PARTIKLAR

Meningarna går isär om hur stor roll människan spelar för den globala partikelbelastning som lufthavet uppvisar idag. Uppskattningarna av den nuvarande mänskliga produktionen av stoft som till— förs lufthavet är från några till ca 50 % av den naturliga. I partikelbelastningen för de övre luft— lagren ingår även vissa sulfater och mindre par— tiklar som bildas av svavel härrörande från bl a fossila bränslen. Partiklarnas upphållstid i luft— havet är kort, några dagar upp till en eller annan vecka för den lägre delen av atmosfären.

Partiklar i luften påverkar strålningen på två sätt, dels sprids den, varigenom en del av den in— fallande solstrålningen reflekteras tillbaka till rymden utan att någonsin ha förvandlats till värme, dels kan partiklarna, framför allt metalliska par— tiklar, absorbera en del av den strålning som ut— sänds från jorden, vilket innebär en uppvärmning som motverkar ovannämnda avkylning. Man vet egent— ligen ganska litet om hur partiklar av olika stor— lek påverkar den infallande strålningen från solen

och stora fel i beräkningarna kan därigenom upp— komma.

Den förhärskande uppfattningen är f n att till— förseln till atmosfären av fasta partiklar genom människors förbränning av fossila bränslen tills vidare är för liten för att ha något avgörande inflytande på klimatet. Partiklarnas totala roll är en försämrad värmebalans med rymden och en därigenom lägre medeltemperatur för jorden.

326 322 318

314

l'lVHO IXOIG'IOM SNBldnl

310

1957 1959 1961 1963 1965 1967 1969

Figur 3.10:3 Förändringen av luftens koldioxidhalt. Punkterna visar mätningar i Antarktis och den heldragna kurvan är en bästa anpassning till dessa punkter. Den streckade kurvan är

svenska mätningar på ca 10 km höjd över norra polarområdet ned till ca AOON. (KällazBert Bolin, Stockholms Universitet: Energi och klimat.)

19 71

600 ppm 2027 2064 ___

I 2'/. ÄRLIG UKNING / " / AV FÖRBRÄNNING ,/ I IJ // I / /

// OFÖRÄNDRAD , k—FÖRBRÄNNING

FÖRDUBBLING J

500 ppm

S'l. ÄRLIG UKNING AV FÖRBRÄNNING

1.00 ppm

VÄRDE FÖRE INDUSTRI-

295 1900 1950 2000 2050 2100 2150

1975 Figur 3.10:4 Beräknade förändringar av luftens koldioxidhalt under antagande av 1) oförändrad förbränning; 2) 2 7 årlig ökning av förbränningen; 3) 5 7 årlig ökning av förbränningen. Be—

räkningarna är utförda under antagande av oförändrade kemiska förhållanden i havet, vilket i senare skede sannolikt inte är korrekt. (Källa: Bert Bolin, Stockholms Universitet. Energi

och klimat).

3.11 BEHOV AV FORSKNINGS— OCH UNDERSÖK— NINGSVERKSAMHET

Forskningsområdet miljöeffekter vid utnyttjande av fossila bränslen är mycket stort och täcker delar av den miljövårdsforskning som idag pågår inom flera olika ämnen.

Relativt stora insatser senare tid har bl a i Sverige gjorts för att klarlägga effekterna av den tilltagande försurningen av mark och vatten. Stort behov finns emellertid av fortsatta insat— ser och naturvårdsverket har nyligen tillsatt en särskild projektgrupp för ändamålet. Forsknings— området bör ha högsta prioritet. Inom denna pro— jektgrupp tas även upp frågor om påverkan på växt— lighet av svaveldioxid.

Ovan har diskuterats forskningsbehovet i fråga om spridning och deposition av föroreningar (avsnitt 2.10) och det har framhållits att depositionen av metaller måste klarläggas. Det har även understru— kits att kännedomen om hur olika metaller påver— kar miljön ännu är mycket bristfällig (avsnitt 3.3 och 3.4). Det försök som gjorts att värdera betydelsen av nedfallet av metaller på akvatiska ekosystem är det första som överhuvudtaget gjorts i Sverige. Vissa insatser görs idag i fråga om effekter av metaller både på mark och vatten. Fortsatt forskning är mycket angelägen. Använd— ning av olja i stor skala innebär bl a risk för att vanadinutsläppen på längre sikt kan ge viss försämring av tillväxten av skog. Ett annat exem- pel är kvicksilver. Ett stort koleldat kraftverk kan ge ökad svartlistning av sjöar. Betydelsen av det luftburna kvicksilvret för olika ekosystem är mycket angeläget att klarlägga.

Det är idag svårt att avgöra om utsläppen av poly- aromatiska kolväten har någon påverkan på ekosys— tem. Substanserna förekommer i naturen men Vilken roll spelar en ökad belastning? Långväga transport från kontinenten har också konstaterars nyligen. Forskningsplanering på området kommer att initie- ras av naturvårdsverket.

På avfallssidan framstår ett klarläggande av ur— lakningen av metaller från upplag av aska och slagg som angeläget. Även infiltration till grund— vatten från dylika upplag bör studeras.

Forskning i fråga om effekter av utsläpp av varm— vatten har bedrivits relativt länge men behov finns av fortsatta insatser.

Användning av fossila bränslen kan som ovan fram— hållits (avsnitt 3.10) på lång sikt ge effekter

på klimatet. Forskning bedrivs på området inom landet och då frågan måste bedömas som mycket all— varlig bör fortsatt arbete ha mycket hög priori- tet.

Användning av alternativa fossila bränslen som torv, energiskog och oljeskiffer ger effekter på miljön både vid utvinningen och användningen. Forskning på området har initierats av Nämnden för Energiproduktionsforskning och fortsatt verksam— het är mycket angelägen och bör ha hög prioritet.

3.12. REFERENSER

ALMQVIST E: "An analysis of global air pollution". Ambio 2, 1974.

ANDERSSON A och NILSSON K 0: "Enrichment of trace elements from sewage sludge fertilizer in soils, and plants". Ambio 1 No 5:176—179, 1972.

ANON: "Review of the environmental effects of arsenic". Oak Ridge National Laboratory, ORNL/ EIS—79 working draft, 1976.

BENEDICT W F, GIELEN J E and NEBERT D W: "Poly- cyclic hydrocarbon — produced toxicity, trans— formation, and chromosomal aberrations as a function of aryl hydrocarbon hydroxylase activity in cellcultures". Int J Cancer 2:435—451, 1972.

BENGTSSON 3 and TYLER G: "Vanadium in the environ— ment — a literature survey". MARC Technical Re— port, Monitoring and Assessment Research Centre, London 1976.

BIESINGER and CHRISTENSEN: "Effects of various metals on survival, growth, reproduction, and metabolism of Daphnia magna". J Fish Res Bd of Canada 32 No 12:1691—1700, 1972.

BOLIN B: Energi och klimat. Studieprojekt "Ener— gi och samhälle", 1976.

BOLIN B: "De globala kretsloppens inbördes sam— spel". Naturvetenskapliga forskningsrådets års—

bok, 1976/72.

BORNEFF J, SELENKA F, KUNTE H and MAXIMOS A: "Experimental studies on the formation of PAH in plants". Environ Res 2:22—29, 1968.

BOWEN H J M: "Trace elements in biochemistry". Academic Press, 1966.

BOYLAN D B and TRIPP B W: "Determination of hydro— carbons in seawater extracts of crude oil fractions". Nature 230:44—47, 1971.

BROWN V M: "Aspects of heavy metals toxicity in fresh waters". Ur Toxicity to biota of metal forms in natural waters, proceed of a workshop held in Duluth, Minnesota, Oct 7—8, 1975 pp 59—75.

CAMBRAY R S, JEFFERIES D F and TOPPINC G: "An estimate of the input of atmospheric trace ele— ments into the North Sea and the Clyde Sea (1972—3)". U K Atom Energy Authority, Harwell, AERE—R7733,1975.

CHAPPELL w R: "Transport and biological effects of molybdenum in the environment”. Heavy Metals in the Aquatic Environment pp 167—192, Pergamon Press, 1975 (Krenkel, ed).

CICATELLI M A: "Studio dei fenomeni di accumulo del benzo 3—4 pirene nell'organismo di Tubifex”. Boll Pesca Piscic Idrobiol 22:245—250,1965.

CORNER E D S: "The fate of fossil fuel hydrocar— bons in marine animals". Proc R Soc London B 189: 391—413, 1975.

CORNER E D S , KILVINGTON C C and O'HARA S C M: "Qualitative studies on the metabolism of naphta— lene in Maia squinado (Herbst)”. J mar biol Ass

U K 22:819—832, 1973.

COX B A, ANDERSSON J w and PARKER J C: "An experi- mental oil spill: The distribution of aromatic hydrocarbons in the water, sediment and animal tissues within a shrimp pond". Conf on Prevention and Control of Oil Pollution, San Francisco, 25—27 March, 1975, pp 607—612.

DAVIES P H, Colorado Div of Wildlife Res Centre, Fort Collins, Colorado. Personligt meddelande.

DAVIES and EVERHART: "Effects of chemical varia— tions in aquatic environments, vol lll — Lead toxicity to rainbow trout and testing application factor concept". US Environmental Protection Agency, R3—73—011C, 1973.

DAVIES I W, HARRISON R M, PERRY R, RATNAYAKA D and WELLINGS R A: "Municipal incinerator as source of polynuclear aromatic hydrocarbons in environ— ment". Environmental Science and Technology 12: 451—453, 1976.

DICKSON w: ”The acidification of Swedish lakes”. Institute of Freshwater Research, Drottningholm. Report No 54:8-20, 1975.

DIETRICH F M and KOLCIO N: "Corona and electric field effects at the apple grove project and an 8 kV line in the USA". Cigré—rapport 1976—08—31. 1976 Session — August 25 — September 2, Paris.

DUNN B P and STICH H F: ”Release of the carcino— gen benzo(a)pyrene from environmentally conta— minated mussels". Bull Environ Contam Toxicol 12: 398—401, 1976.

ECE: "Environmental consequences of wet air coolers — physical and economic aspects, amenity, and aesthetic problems". ECE— seminarium in Zörich May 13—16, 1974.

EDINGTON and ROBBINS: "Records of lead deposition in lake Michigan sediments since 1800". Environ— mental Science and Technology 12 No 3:266—274, 1976.

ENGWALL R: Föroreningar till Östersjön från be— folkning och industri i Sveriges kustland. Sta— tens naturvårdsverk PM 137, 1971.

EPA: Air Quality Criteria for Nitrogen Oxides. Environmental Protection Agency, Air Pollution Control Office, publ No AP—84, Washington l97l.

FAO: "Water quality criteria for European fresh— water fish. Report on zinc and freshwater fish". EIFAC Technical paper No 21, 1971.

FAO: "Water quality criteria for European fresh— water fish. Report on copper and freshwater fish". EIFAC Technical paper No 27, Rome 1976.

FLOSS R und TOUSSAINT A: "Abfallstoffe und in- dustrielle Nebenprodukte im Erd— und Strassen— bahn". Strasse und Autobahn 21 Nr 8:303—313, 1976.

FRITZ von w: "Umfang und Quellen der Kontamina— tion unserer Lebensmittel mit krebserzeugenden Kohlenwasserstoffer". Ernahrungsforschung 16: 547—557, 1971. '"

GORDON R J: "Distribution of airborne polycyclic aromatic hydrocarbons throughout Los Angeles". Environmental Science and Technology 10:370—373, 1976. "

GRIMMER G: "Cancerogene Kohlenwasserstoffe in der Umgebung des Menschen". Erdoel Kohle 12: 578—583, 1966.

GRIMMER G und HILDEBRANDT A: "Kohlenwasserstoffe in der Umgebung des Menschen. Vl Mitteilung: Der Gehalt polycyclischer Kohlenwasserstoffe in rohen Pflanzenölen". Arch Hyg Bakt 152:255—259,l968.

GRÄF W und DIEHL H: "öber den naturbedingten Normalpegel kanzerogener polycyclischer Aromate und seine Ursache”. Arch Hyg Bakt 150: 49—59, 1966.

HAMELINK J L, WAYBRANT R C and BOLL R C: "A pro— posal: exchange equlibria control the degree chlorinated hydrocarbons are biologically magni— fied in bentic environments". Trans Am Fish Soc

100:207—214, l97l.

HELLMANN H: "Auftreten und Herkunft von sogenannte kanzerogene und anderen polyzyklischen Kohlen— wasserstoffen in Gewässern". D Gewässerkundl Mitt lå Nr 6:155—157, 1974.

HENRIKSEN et al: "Tungmetallkoncentrasjoner i små norske innsjöer". Norsk Institutt for Vannforsk— ning (NIVA), 82—20, 1976.

HOVMAND M F: Atmosfaerisk metallnedfald i Danmark, l-års rapport. Stencil, 1976.

HUTCHINSON and WHITBY: "Heavy—metal pollution in the Sudbury mining and smelting region of Canada, I. Soil and vegetation contamination by nickel, copper and other metals". Environ Conserv 1 No 2: 123—132, 1976.

HUTCHINSON et al: "Movement and compartmentation of nickel and copper in an aquatic ecosystem". Environmental Biogeochemistry 2:565—585. Ann Arbor Science publishers inc (Nriagu J, ed), 1976.

IAEA: "Effects of ionizing radiation on aquatic organisms and ecosystems". International Atomic Energy Agency, Technical reports series No 172, Wien 1976.

JACKS G: "Vanadium in an area just outside Stock— holm". Environmental Pollution ll No 4:289—295, 1976.

JACOBSEN J S: The effects of photochemical oxi— dants on vegetation. VDI, Kolloquium, Dösseldorf 22—24 September 1976.

KNUTZEN J: Polysykliske aromatiske hydrokarboner — forekomst og effekter i miljäet. "Organiska Miljögifter i Vatten", Tolfte nordiska symposiet om vattenforskning, Visby ll—l3 maj 1976.

KUCERA V: "Effects of sulfur dioxide and acid precipitation on metals and anti—rust painted steel". Ambio ! No 5—6z243—247, 1976.

LEE R F,SAUBERHEBER R and DOBBS G H: "Uptake, metabolism and discharge of polycyclic aromatic hydrocarbons by marine fish". Marine Biol 17: 201—208, 1972 a.

LEE R F, SAUBERHEBER R and BENSON A A: "Petroleum hydrocarbons: uptake and discharge by the marine mussel Mytilus edulis". Science l77:344—346, 1972 b.

LEE R F, RYAN C and NAUHAUSER M L: "Fate of petro— leum hydrocarbons taken up from food and water by the blue crab Callinectes sapidus". Marine Biol

31:363—370, 1976.

LEE R F: "Fate of petroleum hydrocarbons in marine zooplankton". Conf on Prevention and Control of Oil Poll, San Francisco, 25—27 March 1975 pp 549- 553, 1975.

LENVIK K: "Bestemmelse av As, Cd, Co , Hg, Mo og Zn i ferskvann ved radiokjemisk nöytronaktiverings— analyse”. Hovedfagsoppgave i kjemi med matematisk — naturvitenskaplig embedseksamen, Oslo Universi— tet, 1974.

LINDAU L och SUNDBERG K: PM ang vissa uppgifter om tungmetaller som luftförorening. Statens natur— vårdsverk PM 428, 1974.

LORBACKER H, PULS H D und SCHLIPKÖTER H W: "Unter— suchungen öber Speicherung und Metabolismus von 3.4—Benzpyren in Mikroorganismen". Zbl Bakt Hyg I Abt Orig B 155:168—174, l97l.

LUNDE G, BJÖRSETH A and OLUFSEN B:"Analysis of polycyclic aromatic hydrocarbons in dry depo— sitions". Note from S I Blindern 11.06.76, 1976 a.

LUNDE G, GETHER J, GJÖS N and STQBET LANDE M B: "Organic micropollutants in precipitation in Norway. Acid Precipitation — Effects on Forest and Fish". Preprint from S 1 Blindern May 1976, 1976 b.

LÄNSSTYRELSEN I VÄSTERBOTTENS LÄN: Undersökning av vissa tungmetaller i bottensediment inom Skel— lefteåområdet den 17—19/4 1974. Stencil.

MALMER N: "Acid precipitation: Chemical changes in the soil". Ambio ! No 5—6z23l-238, 1976.

McKEE and WOLF (eds): Water Quality Criteria, 2nd edition, 1963.

METCALF R F, KAPOOR I P, LU P, SCHUTH C K and SHERMAN P: "Model ecosystem studies of the environ— mental fate of six organo—chlorine pesticides". Environ Health Perspectives No 4:35—44, 1973.

MöLLER w P and KORTE F: "Microbial degradation of benzo(a)pyrene, monolinuron and dieldrin in waste composting". Chemosphere 3:195—198, 1975.

NATIONAL ACADEMY OF SCIENCES: "Particulate poly— cyclic organic matter". Committee on Biological Effects of Atmospheric Pollutants, Division of Medical Sciences, National Research Council, National Academy of Sciences, Washington D C, 1972.

NEFF J K and ANDERSON J W: ”Accumulation, release and distribution of benzo(a)pyrene — C14 in the clam Rangia cuneata". Conf on Prevention and Cont— rol of Oil Pollution, San Francisco 25—27 March, 1975, pp 469—471.

PETTERSSON O: "Heavy metal ion uptake by plants from nutrient solutions with metal ion, plant species and growth period variations”. Plant and Soil 32:445—459, 1976.

PILEGAARD K: "Heavy metals in bulk precipitation, soil, and vegetation around a power plant". Pro— ceedings of the Kuopio Meeting on Plant Damages Caused by Air Pollution. pp46—56, Kuopio 1976.

ROSSOF I and ROSSI R C: "Flue gas cleaning waste disposal, EPA Shawnee field evaluation", presen- ted at Sixth EPA Symposium on Flue Gas Desulfuri— zation, New Orleans Mar 8—11, 1976.

RöHLING Å and TYLER G: "An ecological approach to the lead problem". Bot Notiser 121—3:321—342, 1968.

RöHLING Å and TYLER C: ”Heavy metal deposition in Scandinavia". Water, Air and Soil Pollution 2: 445—455, 1973.

RöHLING Å and TYLER G: "Regional differences in the deposition of heavy metals over Scandinavia”. J Appl Ecol 8:1o97—507, 1971.

RöHLING Å and TYLER G: "Heavy metal pollution and decomposition of spruce needle litter". Oikos 2_4—3:402—416, 1973.

SHABAD L M, COHAN Y L, ILNITSKY A P, KHESINA A Y; SCHERBAK M F and SMIRNOV G A: "The carcinogenic hydrocarbon benzo(a)pyrene in the soil". J Nation Canc Inst 31:1179—1191, 1971.

SIDDIQI I und WAGNER K H: "Eine universale Methode zur Bestimmung von 3.4—Benzpyren und 3.4—Benz— fluoranthen — ausgewertet an Regenwasser, Sicker— wasser und Weizenproben". Chemosphere l/2z83—88j 1972.

SKELLEFTEÅ HÄLSOVÅRDSKONTOR och LIVSMEDELSVERKET: Skellefteå kommun — undersökning av kvicksilver- halten i fiskkött i vissa sjöar och vattendrag. Karta och tabeller.

SKÄRBY L: Institutet för Vatten— och Luftvårds— forskning, Göteborg. Personligt meddelande.

SKÄRBY L: Rapport rörande undersökningar av tung— metallnedfall genom analyser av snö runt Rönnskärs— verken. Institutet för Vatten— och Luftvårdsforsk- ning, projektnummer 02—3016, 1975.

SKÄRBY L: Korrelation av mossteknik vs direkta immissionsmätningar. Institutet för Vatten— och Luftvårdsforskning, B—331, 1976.

5005 K: "Gehalt an cancerogenen polyaromatischen Kohlenwasserstoffen in ungarischen Getreide". Z Lebensm Unters Forsch 156:344—346, 1974.

SNV: Svavel från rökgasrening — en värdefull rå— vara eller ett deponeringsproblem. Statens natur— vårdsverk publ l974:8.

SNV: Tusen sjöar. Rapport från en inventering. Statens naturvårdsverk publ 1974:11.

SNV: Lokalisering av avfallsupplag — ur geologisk och hydrologisk synvinkel. Statens naturvårds- verk publ l974:24.

SNV: Kylvatten — effekter på miljön. Vattenfalls miljövårdsstiftelse och statens naturvårdsverk publ 1974225.

SNV: On the Effects on Water, Soil and Vegetation of an Increasing Atmospheric Supply of Sulphur. Statens naturvårdsverk PM 402, 1974.

SNV: Swedish Experiences in Sewage Treatment. Sta— tens naturvårdsverk PM 403, 1973.

SNV: Effekter av tungmetallförorening på nedbryt— ningsprocesser i skogsmark. Statens naturvårdsverk PM 542, 1974.

SNV: Teknik, kostnader och omgivningseffekter för kyltorn. Statens naturvårdsverk PM 634, 1975.

SNV: Inventering av Sjöars försurning. Med engelsk sammanfattning. Statens naturvårdsverk PM 676, 1975.

SNV: Viskan 1974. Statens naturvårdsverk PM 715, 1976.

SNV: Tungmetaller i mark och växter. Statens na— turvårdsverk PM 761, 1976.

SNV: Rekommendationer för handläggning av ärenden rörande torvtäkt m m. Statens naturvårdsverk PM 797, 1976.

SNV: Bly, särskilt avgasbly, i den terrestra mil— jön. Upplagring och ekologiska effekter. Littera- turöversikt. Statens naturvårdsverk PM 794, 1976.

STARK A V andPOTTS J M: "Disposal and use of by— —products from flue gas desulfurization processes introduction and overviewT. Manuscript presented at US Environmental Protection Agency Flue Gas Desulfurization Symposium, New Orleans, Louisiana 1973.

STERN A C (ed): Air Pollution vol 1, 1971.

SUESS M J: "The environmental load and cycle of polycyclic aromatic hydrocarbons". Int Conf En— viron Sensing and Assessment, Las Vegas 14—19 Sept, 1975.

SULLIVAN J B: "Marine pollution by carcinogenic hydrocarbons". Marine Pollution Monitoring Proc Symp Gaithersburg, Md May 13-17, 1974.

SVEDUNG I: Rapport rörande spridning av från Rönn- skärsverken emitterat kvicksilver, koppar och bly. Institutet för Vatten— och Luftvårdsforskning, projektnummer 02—2672, 1976.

SWEDEN'S CASE STUDY FOR THE UNITED NATIONS CONFE— RENCE ON THE HUMAN ENVIRONMENT: "Air pollution across national boundaries. The impact on the environment of sulphur in air and precipitation". Stockholm 1971.

TYLER G: Lunds Universitet. Personligt meddelande. TYLER G: "Heavy metal pollution and mineralization of nitrogen in forest soils". Nature 255:70l—702, 1975.

TYLER G: "Heavy metal pollution, phosphatace acti— vity and mineralization of organic phosphorous in forest soils". Soil Biol Biochem åz327—332, 1976.

TYLER G: "Influence of vanadium on soil phospha— tace activity". J Environ Qual 2:216—217, 1976.

TYLER G: "Leaching rates of heavy metal ions in forest soils". Manuskript 1976—12—20, inst för ekologisk botanik, Lunds Universitet, l977.

WESTMAN L: Forskningsredogörelse till naturvårds- verket för projekt "Vegetationsskador omkring svavelemitterande industrier". Umeå Universitet, 1977.

WILSON K W: ”Biological effects of organic pol— lutants". Proc R Soc Lond B l89:A55—477, 1975.

WINCHESTER and NIFONG: "Water pollution in lake Michigan by trace elements from pollution aerosol fallout". Water, Air and Soil Pollution l:50—64, l97l.

YOUNG L E: Power over People. Oxford University Press, 1973.

ZOBELL C E: "Sources and biodegradation of carci— nogenic hydrocarbons". Proc Joint Conf on Pre— vention and Control of Oil Spills, Washington D C 15—17/6 1971, pp 441—451.

STATENS NATU RVÅRDSVE RK Omgivningshygieniska avdelningen

HÄLSO— OCH MILJÖVERKNINGAR VID UTNYTTJANDE AV FOSSILA BRÄNSLEN

DEL 4

HÄLSOEFFEKTER

Rapport till Energi— och miljökommittén

>> & J=— . .

N N N .

bd N l—J

bb NN GNU!

hub—b N'IXJN se... L.)-IXJH

4.2.6.4

4.3

buhuh- . b&b .

NH

. - .

.

hub-Abub- spisas». U'IJÅLJNH

INNEHÅLLSFÖRTECKNING

Hälsoeffekter

Introduktion

Teoretiska och biologiska be— grepp samt toxikologiska bak— grundsdata

Inledning Luftvägarnas byggnad

Upptag och borttransport av gaser och partiklar i luft— vägarna Akuta och inflammatoriska för— ändringar i andningsvägarna Systemeffekter Sena effekter: tumörer, muta— tioner och fosterskador Tumörer Mutationer Fosterskador (teratogena effekter) Släktskap mellan mutagenes, cancerogenes och fosterskador

Akuta effekter av luftförore— ningsepisoder samt akuta och kroniska icke—cancerogena effekter i luftvägarna asso— cierade med luftföroreningar Introduktion Svaveldioxid ocn partiklar Epidemiologiska undersökningar av yrkesgrupper Epidemiologiska undersökningar av den allmänna befolkningen Experimentella erfarenheter Värdering Kväveoxider

Epidemiologiska undersökningar av yrkesgrupper Epidemiologiska undersökningar av den allmänna befolkningen Experimentella erfarenheter Värdering

Sena effekter Introduktion Lungcancer och allmänna luft— föroreningar Introduktion

Prospektiva undersökningar Retrospektiva undersökningar Studier av emigranter Regressionsstudier

445 445 446

448 449

450 450 452

457 457 458

458 462 464 468

469 469 471

473 473

478 478 483 486 491 492

4.4.3

4.4.3.l

4.4.5

bbbb .. U'IU'1U1U1 .

.. .. HFHH .. m H

. LA)

. . .

. wwwwwwme .

bbbbbbbbhbb . . mwmmmmmmmmm . . NNNNNNNNNNH . . .

GNU'lJåle—f

. N l'—'

en» . mmm

4.6.3

4.7

>G- & . . x! x] . . N I—'

. .. ..

.

bbbbbdb—b . xlxlxIXJxlxlxl . kDGJxIONU'lvbw

Lungcancer i speciella expo— neringssituationer Exponering för polycykliska organiska föreningar inom industrin Exponering för vissa metaller Experimentella erfarenheter Exponering av lungan för cancerogena ämnen i omgivnings— luften

Dos—responsstudier Extrapolation av experimentella data till människa Värdering

Systemtoxiska effekter Kolmonoxid Metabolism Effekter och dos—respons— relationer Värdering Metaller Introduktion Metabolism Speciella metaller Arsenik Bly Kadmium Kvicksilver Mangan Vanadin

Besvärsreaktioner Introduktion Luftföroreningar och besvärs- reaktioner

Värdering

Hälsoeffekter av luftförore— ningar med särskild hänsyn till förbränningsprodukter av fossila bränslen Introduktion

Modellstaden och alternativa kraftverk Svaveldioxid

Kväveoxider

Kolmonoxid Cancerogena ämnen Sot och svävande stoft Metaller

Slutvärdering

Referenser

496

496 498 499

499 501

503 504

507 507 507

509 511 511 511 512 512 512 513 516 517 519 520

521 521

521 523

525 525

526 527 530 531 531 535

536 542

545

Appendix

Appendix

Appendix

Appendix Appendix

Appendix

Appendix

Appendix

Appendix

Al.

A2:

A3:

Bl:

B2:

33:

B4:

BS

..

Förteckning över svenska forskare som medverkat vid framställningen av denna rapport Förteckning över deltagare vid en konferens vid Insti— tute of Environmental Medicine, New York University Medical Center den 27 septem- ber 1976 Förteckning över deltagare vid Karolinska institutets symposium "General Air Pollution and Human Health, with Special Reference to Long—Term Effects" i Stock— holm den 8—11 mars 1977

Morphological changes caused by nitrogen dioxide Changes in lung function caused by nitrogen dioxide Biochemical changes in the lung caused by nitrogen dioxide Interactions of nitrogen dioxide with infectious agents Changes in lung function in humans caused by nitrogen dioxide

Cancerrisker från fossil- eldade kraftverk

SOU l977:68 4 H Ä L S 0 E F F E K T E R 4.1 INTRODUKTION

En människa andas dagligen 10—20 m3 luft. Flera luftföroreningar har orsakat hälsoeffekter. Detta gäller både lokala effekter på andnings— vägarna och sådana som uppkommit efter det ämnet absorberats (tagits upp) av kroppen. Inom industrin finns många exempel på ämnen som givit skador i lungorna. Inandning av kvarts och stenkolsdamm kan t ex medföra silicos (dammlunga). Asbest, arsenik-, krom— och nickelföreningar kan ge upphov till lungcancer. Tobaksrökning är den vanligaste orsaken till kronisk bronkit och lungcancer. Exempel på systemeffekter (effekter efter absorption) är skador på blodbildande organ av bly och på njurar av kadmium.

Luftföroreningar i tätorter har medfört ökad dödlighet under perioder med höga halter av föroreningar. Också en ökad sjuklighet, t ex ökad förekomst av kronisk bronkit hos vuxna och luftvägsinfektioner hos barn har kunnat associe— ras* med höga koncentrationer av luftföroreningar oftast påvisade genom höga halter svaveldioxid och partiklar. Föroreningar i omgivningen består av ett mycket stort antal ämnen, vilket gjort det svårt att knyta de effekter som setts av föroreningarna till enbart ett eller ett fåtal ämnen i luften. Sambandet mellan kronisk bronkit hos vuxna eller luftvägsinfektioner hos barn och höga koncentrationer av svaveldioxid och sotpartiklar är inte nödvändigtvis ett kausalsamband (orsakssamband). Dessa ämnen får ses som ett index på graden av luftförorening. Lungcancer har satts i samband med exponering för luftföroreningar i omgivningen. De ämnen som mest framförts som tänkbara orsaker till lung— cancer är polycykliska organiska föreningar, bl a benzo(a)pyren. Det bör dock framhållas att utomhusluften innehåller många andra potentiellt cancerframkallande ämnen i låga koncentrationer.

*Här och i det följande innebär association ett samband mellan dos å ena sidan och effekt eller respons å andra sidan; detta kan vara ett orsakssamband, men behöver inte vara det.

Det skulle vara tilltalande att genomgående disponera framställningen utgående från de ämnen som förekommer i luftföroreningarna. Detta har emellertid inte bedömts vara möjligt därför att kunskaperna om samband mellan enskilda luftföro— reningar och definierade effekter ofta är brist— fälliga. Som exempel kan nämnas att det inte är klarlagt vilket eller vilka ämnen som i första hand skall misstänkas orsaka den högre frekvens av lungcancer som ses i tätbebyggda samhällen. Framställningen har i stället disponerats utgående från vissa effekter, men där så är möjligt har en uppdelning skett även på ämnen eller grupper av ämnen. Då en förståelse av framställningen förutsätter kännedom om vissa grundbegrepp inleds hälsoeffektsdelen med ett kapitel i vilket några teoretiska och biologiska begrepp samt toxikologiska bakgrundsdata belyses.

I ett följande kapitel diskuteras akuta effekter som iakttagits i samband med enstaka luftförore— ningsepisoder (t ex Londonsmogen) samt vissa kroniska effekter på luftvägarna (med undantag för lungcancer), t ex kronisk bronkit. I senare kapitel diskuteras s k sena effekter, vilka definierats som cancer, mutationer och fosterska— dor, samt vidare systemeffekter (t ex effekter av kolmonoxid). Framställningen avslutas med en sammanfattande värdering av luftföroreningarnas hälsoeffekter med särskild hänsyn till risker till följd av förbränning av fossila bränslen.

Energi— och miljökommitténs önskemål om en riskvärdering av effekter av luftföroreningar enligt samma principer som tillämpas vid bedöm— ning av effekter av radioaktiv strålning är av flera anledningar inte generellt möjligt att uppfylla. En sådan angreppspunkt skulle innebära ett omfattande och långsiktigt forskningsprojekt. Även om vissa effekter av strålning och luftföro— reningar är lika eller likartade finns funda— mentala skillnader.

Visserligen ses en anrikning av vissa radioaktiva ämnen i vissa organ, men radioaktiv strålning som sådan metaboliseras inte och viss typ av strålning kan lätt tränga in utifrån till de organ där de utövar sin verkan. Effekterna av kemiska ämnen är i större utsträckning beroende av deras metabolism, t ex absorptionsförhållanden, distribution i kroppen och utsöndring. I många fall sker en biotransformation, dvs ämnet om— vandlas i kroppen till en giftigare eller mindre giftig substans. Vidare har inte något kemiskt ämne studerats biologiskt så ingående som radio— aktiv strålning. Sena effekter på människa har därtill kunnat observeras inom betydande befolk— ningsgrupper som en följd av atombombsexplo—

sionerna. Beträffande luftföroreningar saknas motsvarande katastrofer. Det har inte ens gjorts uppföljningar för att studera möjliga effekter på lång sikt, inklusive cancer, hos personer som utsattes för de upprepade smogepisoderna under 1940— och 50—talen.

Det framgår således att det är svårt att göra kvantitativa riskvärderingar. Värderingar av samband mellan graden av exposition och graden av förekomst av skilda effekter har dock så långt möjligt utförts. Möjligheterna att göra extrapolationer från kända effekter till följd av hög exposition av luftföroreningar till att gälla lågexpositionsområden på liknande sätt som vid riskvärderingar av radioaktiv strålning diskuteras också.

Hälsoeffektsdelen har utarbetats vid naturvårds— verkets omgivningshygieniska avdelning i nära samarbete med Karolinska institutets hygieniska institution. Mycket av utredningsarbetet är ett grupparbete, där förutom forskare vid de nämnda institutionerna vetenskapsmän från andra institu— tioner medverkat. Förteckning över de svenska forskare som medarbetat vid utarbetandet av rapporten återfinnes i Appendix Al.

Ett informellt möte med ett antal utländska exper- ter anordnades den 27 september 1976 vid Institute of Environmental Medicine, New York University Medical Center under ordförandeskap av dess föreståndare, Dr Norton Nelson (Appendix A2).

Under arbetets gång framkom att vissa av de frågor som behandlats hade en betydelse inte enbart för Sverige utan också mera generellt. Av denna anledning och för att få synpunkter från framstående utländsk expertis beslöt Energi- och miljökommittén att stödja genomförandet av ett internationellt symposium i Karolinska institutets regi. Detta symposium, "General Air Pollution and Human Health, with Special Reference to Long-Term Effects", anordnades av Hygieniska institutionen den 8—11 mars 1977. Omkring trettio vetenskapsmän från skilda länder deltog i mötet (Appendix A3). Världhälsoorganisationen (WHO, Geneve och Köpenhamn) inkluderande International Agency for Research on Cancer (IARC, Lyon) samt United Nations Environment Program (UNEP, Nairobi) var representerade. '

Ordförande för mötet var Dr Velemir Vouk, Geneve, vice ordförande var Sir Richard Doll, Oxford, och Dr Norton Nelson, New York, vilka också fungerade som ordförande för arbetsgrupper 1

epidemiologi respektive riskbedömningsmeto- dologi.

De frågor som symposiet i första hand hade att taga ställning till var:

- Kan en del av den högre förekomsten av lungcancer i tätorter sättas i samband med en exposition för luftföroreningar? Om så är fallet, är det då möjligt att kvantifiera dos—responssamband efter hänsynstagande till skillnader i rökvanor, yrkestillhörig— het samt andra socioekonomiska och beteende— mässiga faktorer?

— Kan man vid riskvärderingar rörande för- bränningsprodukter från fossila bränslen tillämpa den metod som används inom strål— skyddet, dvs att extrapolera dos—respons— samband från höga doser till doser så låga att responsen inte kan mätas i epidemiolo— giska studier? Om så är fallet, för vilka luftföroreningar och vilka effekter är en sådan metod berättigad?

— Innehåller tätorternas luftföroreningar ämnen som visat sig vara cancerogena eller mutagena vid djurförsök och kan sådana erfarenheter utnyttjas vid riskvärderingar för människa?

Under symposiet utarbetades en rapport — Air Pollution and Cancer, Risk Assessment Methodology and Epidemiological Evidence — som accepterades enhälligt av deltagarna. Efter slutlig överarbet- ning av en redigeringskommitté kommer rapporten tillsammans med visst arbetsmaterial att publice— ras i Environmental Health Perspectives, Research Triangle Park, N.C., USA.

Rapporten och publicerat arbetsmaterial kommer i sin helhet att tillställas Energi— och miljö- kommittén. Slutsatser från symposiet av särskild betydelse redovisas redan nu.

Även om slutsatserna i föreliggande rapport i stor utsträckning baserats på uppfattningar som framkommit vid arbetet inom ovannämnda svenska och internationella grupper, så åvilar dock det slutliga ansvaret Lars Friberg och Rune Cederlöf.

En redigeringsgrupp har bestått av Pamela Boston, Per Camner, Rune Cederlöf och Lars Friberg. Ansvaret för referenslistan har legat hos Margot Lundborg.

Skriv— och reproduktionsarbetet har utförts av personal vid omgivningshygieniska avdelningen, statens naturvårdsverk och hygieniska institu— tionen, Karolinska institutet: Rolf Carlsson, Margit Dahlquist, Helena Hasselgren, Ingrid Lundberg, Birgitta Morin och Elisabet Oppenheimer.

Under arbetet har kontinuerliga kontakter upp- rätthållits med byråchef Lars Lindau, chef för andra industribyrån vid statens naturvårdsverk, professor Bo Lindell, föreståndare för statens strålskyddsinstitut, överingenjör Yngve Hagerman, fd chef för kemiska byrån vid arbetarskydde— styrelsen och laborator Lars Högberg, sekreterare i Energi— och miljökommittén.

4.2. TEORETISKA OCH BIOLOGISKA BEGREPP SAMT TOXIKOLOGISKA BAKGRUNDSDATA

4.2.1. INLEDNING

I detta kapitel behandlas kortfattat ett mindre antal principiellt viktiga frågor som bedömts vara av mera allmän betydelse för förståelsen av den redovisning rörande hälsorisker som lämnas i senare kapitel. Då luftföroreningar främst utövar sin verkan efter inandning beskrivs hur luftvägarna är uppbyggda, hur gaser och partiklar upptas i luftvägarna samt hur de transporteras därifrån. Vidare behandlas olika typer av hälso— risker, lokala effekter, systemeffekter och sena effekter (tumörer, mutationer och foster— skador). Framställningen är avsiktligt elementär och saknar därför specifika litteraturreferenser. I stället har referenslistan inletts med en

serie allmänna referenser avsedda som orienterande läsning för den som vill få en bredare bakgrunds— kunskap än vad som ges i detta avsnitt.

I diskussioner rörande sambandet mellan hälso— risker och riskfaktorer är begreppen dos, effekt och dos—effekt, respons och dos-respons samt kritiskt organ viktiga. Utredningen följer här de definitioner som givits av "the Subcommittee on the Toxicology of Metals under the Permanent Commission and International Association on Occupational Health" (Nordberg, Ed., 1976), och som senare i viss utsträckning tillämpats vid riskvärderingar inom Världshälsoorganisationen.

De definitioner som således används stämmer inte alltid överens med dem som tillämpas vid risk- värderingar av joniserande strålning. Det har emellertid inte bedömts möjligt eller lämpligt att generellt införa de begrepp som där används. Vid en direkt jämförelse mellan risker av luft- föroreningar och risker av joniserande strålning måste emellertid i förekommande fall dessa skillnader beaktas.

Egentligen borde dosen definieras som mängden eller koncentrationen av ett ämne i det organ eller den vävnad där det utövar sin verkan. Då denna mängd eller koncentration som regel inte

är känd, får dosen oftast uttryckas genom mängden tillförd substans via inandning, föda m m. Ofta används som mått på dosen koncentration i inandningsluft (eller föda) jämte uppgifter om in— halationsmönster (eller näringsvanor). Det berättiga— de i att använda expositionen som ett uppskatt— ningsmått på dosen är avhängigt av kunskaper om ämnets metabolism samt tillgång till en noggrann provtagnings— och analysmetodik:

Med effekt menas en biologisk förändring orsakad av en dos (eller exposition). I vissa fall kan denna effekt graderas med hänsyn till omfattning och allvarlighet. Sambandet mellan dos och grad av effekt kallas för dos—effektsamband. Som exempel kan nämnas sambandet mellan koncentra— tionen av kolmonoxid i inandningsluft och koncentrationen av koloxidhaemoglobin i blod från exponerade arbetare. Respons används som ett mått på den procentuella delen av en popula— tion som uppvisar en viss definierad effekt. Sambandet mellan dos och respons utgör dos—

responssambandet. Ett dos—responssamband kan exempelvis visa hur den procentuella andelen av exponerade arbetare med förekomst av mer än en viss koloxidhaemoglobinhalt i blod ökar med ökande exposition för koloxid i inandningsluften.

Med kritiskt organ avses det organ i vilket en kritisk'kencentration medförande en ogynnsam ("adverse") effekt först uppkommer. Denna defini— tion skiljer sig från en definition som tidigare tillämpades av International Commission on Radio— logical Protection (ICRP, 1959). De avsåg nämligen med kritiskt organ det organ där den största skadan för individen eller dennes avkomma kunde förväntas. Ur förebyggande synpunkt är den förstnämnda definitionen bättre. Om en kritisk effekt i ett kritiskt organ kan identifieras och förebyggas, kommer även andra mera allvarliga skador automatiskt att förebyggas.

Dos-responskurvans utseende, särskilt vid låga doser, har stor betydelse för extrapolering av responsen vid höga doser till låga. Denna fråga kommer att diskuteras i samband med framför allt relationen mellan luftföroreningar och sena effekter (se 4.4).

4.2.2. LUFTVÄGARNAS BYGGNAD

Vid inandning gör näshålans oregelbundna byggnad att luftströmmen blir turbulent (virvlande), . varvid den kommer i god kontakt med den fuktiga slemhinnan. Luften blir genom denna process uppvärmd till kroppstemperatur och mättad på fuktighet innan den når struphuvudet.

Epitelet (slemhinnan) i näsan och i trachea och bronker (luftstrupe och luftrör) består huvud— sakligen av celler med cilier (flimmerhår) och celler som avsöndrar slem. Cilierna slår med mer än 1000 slag per minut och förflyttar det över— liggande slemskiktet upp från luftrören till svalget (mucociliär transport).

I de finaste luftvägarna saknas cilieförsett epitel. I alveolerna (lungblåsorna) är epitel— cellerna tunna och ligger tätt intill blod— kapillärerna vilket möjliggör diffusion (övergång) av gaser mellan luftvägarna och blodet. Alveoler- nas insida är täckt med ett ytspänningsnedsättande ämne vilket gör att de hålls utspända även då lungan pressas samman under utandning.

I alveolerna finns 5 k makrofag—celler som vandrat in från blodet och som har förmåga att fagocytera (ta upp) t ex damm, mikroorganismer och vätskedroppar.

I luftrörens väggar och i alveolöppningarna finns muskulatur som kan dra samman luftvägarna och som träder i funktion då luftvägarna irriteras.

4.2.3. UPPTAG OCH BORTTRANSPORT AV GASER OCH PARTIKLAR I LUFTVÄGARNA

Gaser som är mycket vattenlösliga (t ex svavel— dioxid, SO2) absorberas till stor del under passagen genom näsan. Hos försökspersgner som inandats 75 mg/m SO (omkring 25 ppm ) har man funnit att mer än 996 absorberas. Vissa försök på djur talar dock för att den normala absorp— tionen minskar vid låga koncentrationer av svaveldioxid. Gaser med liten vattenlöslighet (t ex kolmonoxid) kan tränga ned till alveolerna. Gaser kan också absorberas på ytan av partiklar eller lösas i vätskepartiklar varvid de kan tränga djupare ner i lungorna än vad deras vattenlöslighet egentligen medger.

Partiklar mindre än cirka 10 um (l um = l/lOOO mm) i diameter deponeras på alla nivåer i andningsvägarna. Det exakta depositionsmönstret bestäms av partiklarnas storlek, form och täthet, luftvägarnas utseende och andningsfrekvensen hos den enskilda individen. Oftast finner man stora skillnader i deposition mellan olika individer. vid fysisk ansträngning ökar även den inandade luftvolymen och därmed också mängden luftföro— reningar som per tidsenhet tränger in i lungan.

*ppm = "parts per million", dvs delar per miljon, beträffande gaser volymsdelar.

Partiklar med liten vattenlöslighet som de— poneras på den cilieförande delen av luft— vägarna kommer efter några timmar upp till en dag att transporteras ut ur lungan med hjälp av den mucociliära transportmekanismen. Gaser och partiklar med hög vattenlöslighet kan till viss del föras bort från lungan på samma sätt men kan också diffundera igenom luftvägsslemhinnan in i blodbanan. Föroreningar som förs bort med den mucociliära transportmekanismen sväljs vanligen och kan absorberas i mag-tarmkanalen.

Borttransporthastigheten varierar mellan individer delvis beroende på konstitutionella olikheter. Det är också känt att cigarrettrökning liksom vissa akuta infektioner (t ex influensa) kan nedsätta den mucociliära transporten.

Kunskapen om borttransporten av partiklar som deponerats i alveolerna är ofullständig. Den biologiska halveringstiden i lungan (den tid det tar för att minska mängden av det deponerade ämnet till hälften) varierar mycket och kan för vissa partiklar uppgå till flera år. Partiklarna tas i och för sig snabbt upp av alveolära makrofager, men det är inte klarlagt hur makro— fagerna sköter borttransporten från lungan. I princip kan partiklarna föras bort till den cilieförsedda delen av luftvägarna, in till lungvävnaden mellan luftvägarna eller till lymfsystemet. Vilken av dessa möjliga vägar som är viktigast och hur förändringar i transport— mekanismen kan inverka på uppkomst av lungsjuk— domar är inte i detalj kända.

4.2.4. AKUTA OCH INFLAMMATORISKA FÖRÄNDRINGAR I ANDNINGSVÄGARNA

Partiklar eller retande gaser som deponeras på den cilieförande delen av slemhinnan kan ge upphov till hostretning och sammandragning av luftvägarna genom att irritera nervändar. Samtidigt ökar slemavsöndringen och den mucoci— liära transporthastigheten. Denna effekt går relativt snabbt tillbaka efter en kortvarig exponering och efterlämnar i regel inga be— stående men. Lungsjuka kan dock få allvarliga besvär och till och med avlida till följd av akut exposition för höga halter av luftförore— ningar.

Vid långvarig exponering för luftföroreningar

kan epitelet i luftvägarna omvandlas främst genom att det bildas ett ökat antal slemproduce— rande celler som ger ett segare slem och ökade slemmängder. Detta kan i sin tur leda till en nedsättning av den mucociliära transportförmågan.

Då cellerna som bekläder luftvägarna skadas av deponerade partiklar eller gaser uppträder inflammatoriska reaktioner. Vid exponering för speciellt toxiska (giftiga) ämnen eller vissa mikroorganismer kan delar av slemhinnan stötas av.

I alveolerna förekommer andra typer av reaktioner. Praktiskt taget alla partiklar som fagocyteras påverkar på något sätt makrofagernas funktion. Höga koncentrationer även av partiklar som normalt betraktas som oskadliga kan bl a nedsätta makrofagernas förmåga att transportera immun— globuliner, öka omsättningen i cellerna samt öka utsöndringen av enzymer som kan påverka den omgivande lungvävnaden. Vid kronisk exponering kan antalet makrofager öka i lungan. Så är t ex fallet hos rökare. Vissa typer av partiklar eller gaser kan åstadkomma skador på makrofager eller andra alveolära celler. Detta kan sedan medföra inflammatoriska processer av akut eller kronisk natur, varvid till slut lungvävnaden kan förstöras.

Partiklar som deponeras i lungan kan också påverka kroppens förmåga att producera anti— kroppar mot olika inandade substanser. Detta kan leda till minskad motståndskraft mot t ex inandade mikroorganismer.

4.2.5. SYSTEMEFFEKTER

Ämnen som tas upp från lungan kommer att gå ut i blodet eller lymfan och transporteras vidare till olika organ. Många ämnen kommer att genomgå någon form av biotransformation i kroppen. Denna omvandling kan innebära att ett toxiskt ämne blir mindre toxiskt, men kan också innebära att ett ogiftigt ämne omvandlas till ett mera giftigt. För att kunna göra en värdering av risken med en exposition för ett ämne är det nödvändigt att känna till biotransformationen liksom ämnets metabolism i övrigt, dvs absorption, distribution, upplagring i skilda organ samt utsöndring. Vissa ämnen utsöndras långsamt, ibland väsentligt långsammare än de tillförs. Så har t ex kadmium en biologisk halveringstid på 20—30 år. Även mycket små mängder tillförda under lång tid medför då att halten av ämnet i kroppen ökar kontinuerligt under hela livet. När koncentra- tionen av ämnet i det kritiska organet (njure för kadmium och hjärna för metylkvicksilver) uppnått en viss nivå uppträder effekter.

4.2.6. SENA EFFEKTER: TUMÖRER, MUTATIONER OCH FOSTERSKADOR

4.2.6.l Tumörer

Med tumörer avses en vävnadsmassa i abnorm tillväxt. Tumörer indelas i benigna (godartade) och maligna (elakartade). Till de maligna tumörerna hör främst carcinom, sarkom och leukemi (i fortsättningen sammanfattade i begreppet cancer).

Vissa fysikaliska, biologiska och kemiska agens (faktorer) har visats kunna inducera (framkalla) cancer. I det följande skall redogöras för en del fenomen förenade med uppkomsten av kemiskt inducerad cancer.

Kemisk induktion av cancer kan från biologisk synpunkt beskrivas såsom åtminstone två pro— cesser, nämligen initiering och promotion. Två ämnen som var för sig vid hudapplikation (pens— ling av hud) på möss inte ger upphov till tumörer kan om de appliceras efter varandra ge upphov till en hög tumörfrekvens hos djuren. Det första ämnet, initiatorn, åstadkommer irrever- sibla (bestående) eller i varje fall mycket långsamt reversibla (övergående) förändringar i cellen. Det andra ämnet, promotorn eller cocan— cerogenet, gynnar den av initiatorn förändrade cellens förmåga att föröka sig. Promotorn är ofta inte alls cancerogen i sig själv, inte ens i höga doser, men många cancerogena ämnen kan redan i låga doser tjänstgöra som initiatorer och i höga doser som både initiatorer och promotorer (s k fullständiga cancerogener).

Promotion är till skillnad från initiering en reversibel effekt. En i experimentell cancer— forskning ofta använd promotor, särskilt vid studier av hudcancerogen verkan, är crotonolja eller någon av dess aktiva komponenter. Svavel och vissa svavelföreningar (möjligen svavel— dioxid), aldehyder, fenoler och kolväten (såsom dodekan) kan tjänstgöra som promotorer. I praktiken kommer blandningar av ämnen, som t ex cigarrettrök, bensin, allmänna luftföroreningar, att innehålla såväl initiatorer som promotorer och fullständiga cancerogener.

Synergism och antagonism spelar stor roll vid uppkomsten av cancer. Som exempel härpå kan nämnas att vissa svagt cancerogena eller icke— cancerogena ämnen kan förstärka den cancerogena effekten av cancerogena agens (t ex rökning och asbest). Motsatt effekt är också känd.

Latenstiden för uppkomsten av cancer hos männi- skan efter exposition för ett cancerogent agens kan uppgå till år eller decennier.

Kemiska cancerogener kan indelas i direkta och indirekta. Direkta cancerogener utgörs av ämnen som inducerar cancer utan föregående biotrans— formation (t ex vissa metallföreningar och alkylerande ämnen som senapsgas och bis—klormetyl— eter). De flesta organiska cancerogena ämnen har en indirekt cancerogen verkan genom att ämnet metaboliskt omvandlas till en mera aktiv produkt. Exempel på sådana ämnen är polycykliska kolväten, som benzo(a)pyren och nitrosaminer. Dessa ämnes— grupper förekommer i allmänna luftföroreningar.

Vid biotransformationen i organismen deltar olika enzym. Många av de enzym som är inblandade i biotransformationen av cancerogena ämnen har från början en låg aktivitet i kroppen. Efter en första exponering för ämnet ökar enzymaktiviteten (enzyminduktion), och vid efterföljande expone— ringar kan sedan en effektivare biotransformation ske. Arylkolvätehydroxylas (AHH) är ett inducer— bart enzym som är av stor betydelse för biotrans— formationen av polycykliska kolväten. Benägen- heten att inducera AHH är genetiskt styrd hos både människa och vissa djur. Risken för bronchial— cancer hos människa tycks vara associerad med högre aktiviteter av inducerbart AHH i vita blodkroppar.

Man känner till olika faktorer som påverkar lokalisationen av tumörer. Som exempel härpå kan nämnas koncentrationen av det cancerogena ämnet och expositionssättet. Metylnitrosurinämne ger i låga engångsdoser till råtta hjärntumörer, medan i höga engångsdoser tumörer observerats i en mängd olika organ. Metylnitrosamin ger upphov till njurtumörer efter en engångsdos av ämnet och levertumörer efter långvarig tillförsel. En lokal tillförsel av polycykliska kolväten till huden på möss och råttor ger upphov till lokala hudtumörer, medan subkutan (under huden) injek— tion på möss ger både lokala tumörer och lung— tumörer. Intravenös (till blodet) tillförsel ger bröstcancer på råttor. Inandningsförsök på " gnagare med enbart polycykliska kolväten har i regel inte givit någon ökad tumörfrekvens i något organ. Om man i stället administrerar dessa kolväten direkt i luftstrupen eller lungan i fast form eller absorberade på partiklar så att ämnena blir kvarliggande längre tid i luft— vägarna kan cancer induceras.

I strålskyddssammanhang räknar man med att det föreligger en direkt proportionalitet mellan stråldos och respons. När det gäller kemisk

cancerogenes är dos-responssambanden ofull— ständigt kända och data för människa saknas. Denna fråga diskuteras ytterligare i avsnitt 4.4.4.

Ett dos—responssamband kan påverkas av en rad faktorer. Så kan t ex en hög A—vitaminhalt i _ födan minska cancerresponsen, medan en hög , ' fetthalt kan öka den. Åldern kan vara avgörande för såväl frekvensen tumörer som för deras latenstid. Unga nyfödda djur är vanligen flera gånger känsligare än fullvuxna djur.

4.2.6.2 Mutationer

Mutation är en förändring av cellens arvsmassa som i huvudsak är lokaliserad till kromosomerna i cellkärnan och består av deoxyribonukleinsyra (DNA). Förändringar av cellens arvsmassa kan vara av olika slag. För att de skall definieras som mutation krävs:

1. En förändring i kromosomernas antal eller struktur (kromosomavvikelse), eller att bassekvensen, dvs ordningsföljden av byggstenarna i DNA som bestämmer det gene— tiska budskapet, ändrats i ett enskilt anlag (genmutation eller punktmutation). I verkligheten finns ingen skarp gräns mellan dessa två huvudtyper av mutationer.

2. Att förändringen är så stabil att den kan överföras från en cellgeneration till nästa.

Det finns olika slags kromosomavvikelser. Hela kromosomer eller delar av kromosomer kan före— ligga i överskott eller underskott (obalanserade avvikelser). Enbart en omfördelning av kromosom— material inom cellen kallas balanserad avvikelse. Kromosomavvikelser i celler från människor och olika experimentorganismer kan studeras i vanligt ljusmikroskop.

En obalanserad kromosomavvikelse medför i regel en rad skadliga effekter, som blir allvarligare ju mer obalanserad avvikelsen är. Även den minsta kromosomavvikelse som kan iakttas i ett mikroskop omfattar ett 1000—tal gener. En balanserad kromosomavvikelse ger däremot nästan aldrig upphov till vare sig negativa eller positiva effekter. Den 5 k philadelphiakromosomen som förekommer vid viss form av leukemi före— faller vara ett betydande undantag från denna regel.

Även punktmutationer kan vara av skilda slag och kan bestå av t ex utbyte, förlust eller tillskott

av baser. Det finns en lång rad experimentella testsystem med vilka man kan mäta antalet punkt— mutationer. Något för människa praktiskt tillämp- bart in—vivo system finns ännu inte. Ett flertal metoder finns emellertid, där mutationer studeras på humana cellkulturer.

För att ett ämne skall vara direkt mutagent krävs att det kommer i kontakt med cellens DNA, som ligger väl skyddad bakom cell— och kärn— membraner, samt att det kan reagera med DNA så att en mutation uppstår. Risken för mutation är därför beroende av individens och vävnadens förmåga att absorbera, metabolisera och utsöndra de substanser hon kommer i kontakt med.

En punktmutation i en gen som bestämmer samman- sättningen av ett äggviteämne kan få olika resultat. Äggviteämnet kan förändras såväl strukturellt som funktionellt. Det finns många exempel på strukturellt avvikande äggviteämnen som helt eller delvis förlorat sin normala funktion. Mutationer kan också orsaka förändringar i de delar av en äggvitemolekyl som saknar känd funktionell betydelse och som följaktligen inte får några praktiska konsekvenser (tyst mutation).

Mutationer som drabbar könsceller kan leda till tidig fosterdöd eller genetisk sjukdom hos avkomman med risk för att sjukdomen skall föras vidare till kommande generationer. Dominanta punktmutationer och obalanserade kromosomavvikel— ser visar sig direkt i avkomman, medan recessiva punktmutationer och balanserade kromosomavvikelser i regel kommer till uttryck först i senare generationer. Varje människa antas normalt vara bärare av 2—8 recessiva sjukdomsanlag. Varje könscell hos människan innehåller sannolikt normalt flera nya mutationer men dessa är oftast tysta. Cirka 2—5% av alla könsceller har normalt en kromosomavvikelse. Flertalet av dessa leder till spontana missfall, men bland nyfödda har ca 0,5% någon form av missbildning eller utvecklings- rubbning orsakad av en kromosomavvikelse. Man räknar vidare med att 5—10% av alla levande födda individer någon gång i sitt liv kommer att insjukna i en allvarlig genetiskt betingad sjukdom.

Möjligheterna för en individ med en sjukdom orsakad av en mutation att klara sig och därmed för mutationen att föras vidare till kommande generationer beror i stor utsträckning på den omgivande miljön. Genmutationer som leder till allvarliga sjukdomar förs numera vidare till kommande generationer i större omfattning än förr genom att fler genetiskt betingade sjukdomar kan behandlas framgångsrikt.

Mutationer har förekommit i alla tider och hos alla levande organismer. Vad som orsakar dessa 5 k spontana mutationer är i regel inte känt, men de orsakas troligen såväl av olika endogena faktorer som av faktorer i miljön. Ett stort antal av de spontana mutationerna elimineras därför att de leder till icke livskraftiga individer.

4.2.6.3 Fosterskador (teratogena effekter)

Fosterskador kan uppstå före eller efter befrukt— ningen. Eftersom de avvikelser som uppkommer före befruktningen beror på mutationer i köns— celler, som behandlas separat, kan man i det här sammanhanget begränsa fosterskadebegreppet till att gälla enbart sådana avvikelser som uppkommer efter befruktningen. Mekanismen bakom dessa senare avvikelser kan variera, ibland utgörs den av en mutation i en eller flera celler.

Man känner till en lång rad fysikaliska, kemiska och biologiska faktorer som kan orsaka foster— skada (teratogena agens). Effekten av ett sådant agens beror till stor del på när under utveck— lingen exposition sker. Grovt sett kan man säga att embryot dör om expositionen inträffar tidigt. Sker expositionen under organbildningen uppkommer missbildningar, medan organens tillväxt påverkas om expositionen inträffar efter avslutad organ— bildning.

4.2.6.4 Släktskap mellan mutagenes, cancerogenes och fosterskador

Flera observationer talar för att det finns en likhet mellan uppkomstmekanismerna för mutation och cancer och, i vissa fall, även för foster— skada.

Mutationer som inträffar i kroppsceller kan ge upphov till celldöd, och sannolikt även till cancer ehuru den närmare mekanismen för omvand— lingen till cancercell ännu ej klarlagts. Mycket talar för att det kan vara tillräckligt att en enda cell omvandlas för att en cancer skall uppstå.

Det saknas ännu direkta bevis för att kemikalie— inducerad cancer generellt uppkommer via för— ändringar i DNA. Sambandet mellan cancerogen och mutagen verkan hos vissa kemikalier talar för att båda effekterna utlöses av samma typer av initiala förändringar. Troligen förmår alla cancerogener även utlösa mutation i cellulära testsystem, även om fullständiga experimentella bevis ännu ej föreligger för alla sådana ämnen.

Det är däremot fortfarande en öppen fråga huru— vida alla mutagena ämnen också är cancerogena.

Vissa effekter på proteiner kan indirekt ge upphov till genetiska förändringar t ex genom att störa syntesen eller reparationen av DNA.

Fosterskador utgör en mera ospecifik effekt, framkallad av tillväxthämning eller död hos celler med en väsentlig roll vid anläggningen eller utvecklingen av respektive organ. Risken för fosterskador är begränsad till särskilt känsliga perioder under organanläggningen, och tidpunkten för dessa perioder varierar mellan olika organ. För människan inträffar den käns— ligaste perioden under de första månaderna av havandeskapet. Många cancerogena och mutagena ämnen ger även upphov till fosterskador. En del kemikalier, som under ett visst stadium av försöksdjurens fosterutveckling inducerar en fosterskada i ett visst organ ger under en något senare period av graviditeten tumörer i samma organ.

4.3 AKUTA EFFEKTER AV LUFTFÖRORENINGS— EPISODER SAMT AKUTA OCH KRONISKA ICKE— CANCEROGENA EFFEKTER I LUFTVÄGARNA ASSOCIERADE MED LUFTFÖRORENINGAR

4.3.1. INTRODUKTION

I detta kapitel behandlas såväl den ökade dödlig— heten som iakttagits i samband med luftförorenings— episoder som vissa andra akuta och kroniska icke—cancerogena effekter på luftvägarna. Samban- det mellan luftföroreningar och lungcancer redovisas dock i kapitel 4.4. Redovisningen begränsas till effekter som satts i samband med exposition för svaveloxider och partiklar samt kväveoxider. Dessa ämnen har bedömts vara de som har den största betydelsen. Såväl epidemiologiska som experimentella erfarenheter redovisas. En fullständig genomgång av publicerade rapporter har vare sig ansetts möjlig eller motiverad. Tyngdpunkten har lagts på sådana undersökningar som belyst samband mellan dos—effekt eller dos— respons eller som på annat sätt ansetts vara av principiell betydelse.

De luftföroreningar som mätts i epidemiologiska undersökningar får ofta betraktas enbart som ett index på luftföroreningssituationen i sin helhet. Man har oftast endast mätt halten svaveldioxid och sot. Det framgår således inte i vilken utsträckning exposition förelegat för andra ämnen och inte heller hur den närmare samman— sättningen av partiklarna varierat.

I djurförsök har sedan länge luftföroreningars inverkan på lungor och andra organ studerats. Från att ha omfattat relativt enkla effekt- kriterier i form av dödlighet och viktsutveckling har de experimentella modellerna successivt byggts ut till att omfatta också förändringar av fysiologiska förlopp och förändringar på cellnivå. Samtidigt har intresset mer och mer inriktats på effekter av låga koncentrationer och effekter av kombinationer av olika ämnen. De experimentella undersökningarna redovisas under samma huvud- rubriker som de epidemiologiska.

4.3.2. SVAVELDIOXID OCH PARTIKLAR

4.3.2;l Epidemiologiska undersökningar av

eresgrupper

Endast ett fåtal undersökningar har behandlat effekter på yrkesgrupper exponerade för svavel— dioxid och partiklar.

Skalpe, 1964, undersökte en grupp pappersmasse— arbetare som under sitt arbete utsattes för 5— 100 mg/m (ca 2—36 ppm) svaveldioxid. Vid enskilda arbetsm ment kunde koncentrationerna nå omkring 300 mg/m . Arbetarna använde då gasmask. En kontrollgrupp bestod av pappersmassearbetare som bodde inom samma område och hade ungefär samma åldersfördelning samt likartade rökvanor och arbetsförhållanden. De svaveldioxidexponerade arbetarna hade mera hosta och upphostningar än kontrollgruppen. Exponerade arbetare under 50 år hade också en nedsatt lungfunktion jämfört med dem som icke utsatts för svaveldioxid. I en annan undersökning av samma yrkesgrupp av Ferris, Burgess och Worcester, 1967, iakttogs inga efgekter vid en exposition för mellan 5 och 40 mg/m svaveldioxid. Författarna påpekar dock att många arbetare lämnat arbetet på grund av obehaglig lukt i massafabriken.

Lowe, Campbell och Khosla, 1970, mätte svavel— dioxid— och partikelhalten i två stålverk samt undersökte ca 10.000 arbetare avseende symptom från luftvägarna samt lungfunktion. Författarna definierade för såväl sv veldioxid som svävande stoft halter över 1 mg/m som höga. Det svävande stoftet utgjordes mest av järnoxid och kalcium— sulfat. Efter standardisering för ålder och cigarrettkonsumtion påvisades inga signifikanta skillnader mellan grupper som exponerats för "höga" respektive "låga" halter.

Williams, 1970, undersökte sjukfrånvaro obh lungfunktion hos arbetare exponerade för svavel— syredimma. På arbetsplatsen uppmättes vid ett tillfälle ett tvådagarsmedelvärde på 1,4 mg svavelsyra per m och vid ett annat tillfällg halter som varierade från 3,0 till 16,6 mg/m under en dag. Författaren fann en lätt för— höjning av sjukfrånvaron i kronisk bronkit. Inga signifikanta skillnader i lungfunktion iakttogs mellan expönerade och icke exponerade arbetare.

4.3.2.2 Epidemiologiska undersökningar av den allmänna befolkningen

Den mest väldokumenterade effekten av akut exposition för höga halter av luftföroreningar är den ökade dödlighet som iakttagits redan

efter ett dygns exposition i samband med vissa luftföroreningsepisoder. I första hand har åldringar eller personer med sjukdomar i hjärta och lungor drabbats. Den mest kända episoden inträffade i London 1952 (Ministry of Health, 1954), men de första episoderna iakttogs redan 1930 i Meusedalen (Firket, 1931), och 1948 i Donora (Schrenk et al., 1949). Vid London— episoden, som varade omkring en vecka, iakttogs en överdödlighet på ca 4.000 personer i en population på ca 8 miljoner. Halter på upp tiål 3.800* ug svaveldioxid och 4.500 ug sot per m luft uppmättes som 48 timmars medelvärden. Mindre uttalade episoder har inträffat senare.

Dödligheten från dag till dag följdes i London under ett antal vintrar på l950-60—talet och ställdes i relation till halten svaveldioxid och sot (Martin och Bradley, 1960; Lawther, 1963; och Martin, 1964). En med dosen ökande dödlighet samt ökad inläggning på sjukhus av patienter med akuta luftvägssjukdomar påvisades när dygnsmedel— värden fär sot och svaveldioxid båda översteg 500 ug/m

Lindberg, 1968, studerade samband mellan halten sot, benzo(a)pyren och svaveldioxid samt dödlighet under ett antal vinterhalvår i Oslo. Halten svaveldioxid (veckomedelvärden) var påtagligt relaterad till dödlighet medan detta inte var fallet beträffande sot och benzo(a)pyren. Det är anmärkningsvärt att ingen korrelation iakttogs mellan partikelhalt och dödlighet. En närmare värdering av resultatet kan inte göras till följd bl a av att primärmaterialet är ofullstän— digt redovisat.

Lawther, Waller och Henderson, 1970, rapporterade om ett samband mellan höga halter svaveldioxid och sot samt ökade symptom hos patienter med kronisk bronkit. De insamlade data under flera vintrar mellan åren 1954 och 1968. Patienterna fick notera förändringar från dag till dag i fråga om symptom i form av hosta och upphost- ningar. De lägsta halter som associerades ed ökade besvär uppgick tilå omkring 250 ug/m sot tillsammans med 500 ug/m svaveldioxid (Martin och Bradley, 1960; Martin, 1964). Tendenser till

* Koncentrationerna anges i samband med epidemio— logiska underäökningar av allmänna luftförore- ningar i ug/m , dels eftersom koncentrationerna i regel är relativt låga och dels för att man ska få jämförbarhet med de värderingar som skett inom WHO.

effekter iakttogs även vid något lägre halter, men här kan väderleken, framförallt temperatur— variationer, ha haft en avgörande inverkan (Waller, 1971).

Man har också sett medicinska effekter som man satt i samband med långvarig exposition för lägre halter av luftföroreningar. Även dessa utgörs huvudsakligen av hosta och upphostningar samt nedsatt lungfunktion. Utvärderingen av undersökningarna försvåras av att kronisk bronkit och nedsatt lungfunktion är starkt associerade till tobaksrökning. Samband mellan andra luft— föroreningar och sjukdomar i luftvägarna kan därför inte utvärderas utan att hänsyn tas till tobakskonsumtionen.

Holland och medarbetare (Holland och Reid, 1965; Holland och Stone, 1965; och Holland et al., 1965) gjorde jämförande undersökningar av utomhusarbetare inom post— och televerken i London, tre engelska landsbygdsstäder och fem städer i USA (Baltimore, Washington, Westchester, N.Y., Los Angeles, San Francisco). Man fann först och främst ett samband mellan rökning och symptom från luftvägarna men ett samband mellan bostadsort och symptom iakttogs också. Luftvägs— symptom var vanligast i London, därnäst i engelska landsbygdsstäder. Författarna iakttog också en lungfunktionsförsämring som var relaterad till bostadsorten. När hänsyn tagits till olikheter i rökvanor kvarstod effekten bland rökarna men inte bland icke—rökarna. Resultaten från under— sökningen är svårtolkade på grund av att informa— tion om luftföroreningshalterna är sparsam men också till följd av att klimatskillnader mellan England och USA kan ha haft betydelse. Det synes dock som om en effekt förekommit vid en exposition av sgaveldioxid och partiklar på mer än 100—200 ug/m .

Douglas och Waller, 1966, undersökte förekomsten av luftvägssymptom hos 3.000 barn som var bosatta inom olika områden i England. De erhöll uppgifter om sjuklighet från resultat av läkarundersök- ningar i skolan och hemmet. Luftförorenings— halten uppskattades från kolförbrukningen inom de olika områdena. En bedömning av validiteten

av sistnämnda data gjordes senare inom vissa områden genom mätningar av svaveldioxid och sot. Ett samband iakttogs mellan förekomst av luft— föroreningar och symptom från luftvägarna då halten svaveldioxid och sot båda var omkring 140

3 _ . ug/m raknat som årsmedelvärde. Författarna tog

hänsyn till skillnader i socioekonomiska för— hållanden.

Lunn, Knowelden och Handyside, 1967, undersökte omkring 700 barn i åldern 5 år från Sheffield. En högre förekomst av luftvägssymptom, 36,4% gentemot 22,6%, iakttogs i områden där både svavgldioxidhalt och sothalt var omkring 200 ug/m jägfört med områden där värden på omkring 100 ug/m förekom (årsmedelvärden).

Colley och Reid, 1970, undersökte omkring 10.000 barn från olika platser i England. De studerade förekomsten av subjektiva symptom men undersökte också lungfunktionen. Svaveldioxidhalten men inte sothalten mättes. Författarna fann en effekt som var relaterad till såväl socialgrupp som luftföroreningshalt. I områden med omkring 100 ug/m svaveldioxid (vintermedelvärden) iakttogs mer medicinska symptom än i områden med omkring 30 ug/m .

Det amerikanska naturvårdsverket, EPA, har företagit en rad studier för att visa dos— responssamband vid låga halter av luftföro— reningar (CHESS, 1974). Både barn och vuxna undersöktes och man studerade både akuta och kroniska effekter av luftföroreningarna. Uppgifter om symptom från andningsvägarna inhämtades dels genom frågeformulär och dels genom telefoninter— vjuer. Vissa grupper av patienter med luftvägs— symptom uppmanades att föra dagbok över sina symptom. I vissa fall utfördes lungfunktions— studier. Även om undersökningarna varit ambitiöst upplagda och inom ramen för tillgängliga resurser väl genomförda har de kritiserats av en amerikansk expertkommitté (Rall, 1974) och av en expertgrupp inom WHO (WHO, skall publiceras). Kritiken har i första hand gällt låga svarsfrekvenser men man har också påtalat att alltför vittgående slut— satser av tillgängliga data har dragits. Under— sökningarna har pekat på betydelsen av inte enbart svaveldioxid och svävande stoft utan också på betydelsen av sulfatpartiklar. Hittills tillgängliga data gör det emellertid inte möjligt att belysa sulfatpartiklarnas roll men det var påtagligt att i vissa av studierna de medicinska effekterna var bättre korrelerade till halten sulfatpartiklar än svaveldioxid.

Ett betydande antal 5 k regressionsstudier har genomförts i syfte att kvantitativt relatera sjuklighet och dödlighet till mängden luftförore— ningar, definierade genom någon indikatorsubstans. Ibland har också samtidiga effekter av andra variabler än luftföroreningar ingått i regressions- modellen (multipel regression). Regressions— analyserna bygger emellertid på förutsättningar som i de allra flesta fall rimligen inte kan anses vara uppfyllda. Undersökningar av Hickey och medarbetare, 1976, är exempel på detta.

Olika kroniska sjukdomar ställdes i dessa analyser i relation till halter av inte enbart svaveldioxid, partiklar och kväveoxider, utan också till förekomst av ett antal metaller som kadmium, krom, koppar och järn. Ingen hänsyn togs däremot till rökvanor och inte heller till att expositionen för exempelvis metallerna oftast är väsentligt större i andra media än utomhusluften. Att på så vis försöka "förklara" ett stort antal kroniska sjukdomar med luft— föroreningsexposition för ämnena i fråga leder till absurda resultat. Ett exempel på ett försök att skatta riskerna inom lågexpositionsområden är den regressionsanalys som anges av Walinder, 1976. Extrapolering har där utförts till O—nivå med hjälp av en regressionslinje baserad på fem undersökningar. Exponeringsnivåerna hade emeller— tid olika innebörd, varför den genomförda analysen inte ger medicinskt relevant information, helt bortsett från det berättigade i att på sätt som skett extrapolera från höga doser till 0— niva.

Det finns också mera seriösa regressionsanaly— tiska studier (Lave och Seskin, 1970; Lave och Freeburg, 1973; Sagan, 1974; Comar och Sagan, 1976). I dessa arbeten diskuteras möjligheten att funna samband kan vara orsakade av faktorer som samvarierar med de variabler som studeras. Hänsyn till sådana invändningar behålles dock sällan vid presentationen av slutsatserna. Dessa utgörs ofta av kvantitativa preciseringar, som måste bedömas som ohållbara bl a mot bakgrunden av brist på data angående rökvanor. Regressions— analysens användbarhet när det gäller samband mellan luftföroreningar och lungcancer diskuteras i avsnitt 4.4.2.5.

4.3.2.3 Experimentella erfarenheter

Ett antal studier föreligger rörande effekter av svaveldioxid eller dess oxidationsprodukter. ______.______________________________________

Dalhamn, 1956, fann hos råttor omfattande förändringar i luftvägarnas slemhinnor e ter 18- 67 dagars exponering för omkring 30 mg/m SO . Epitelförändringar iakttogs även av Reid, l9å3, hos råttor som utsatts för omkring 1000 mg/m SO under tre månader. Förändringarna kvarstod

_ 2 . . annu tre manader efter exponeringens slut.

Marsvin och apor som utsattes för olika kombina— tioner av svaveld'oxid (15 mg/m ), svavelsyra— dimmå (0,1"l mg/m ) och dammpartiklar (0,5 mg/m ) under ett år eller längre tid visade sjukliga förändringar av slemhinnan. De tyd— ligaste effekterna påvisades hos apor, men bara

1 de grupper som exponerats för luftföroreningar inkluderande svavelsyradimma i en koncentration på omkring 1 mg/m . Ingen synergism mellan de tre ämnena påvisades (Alarie et al., 1975).

Ett antal försök har utförts på frivilliga försökspersoner. Det framgår att svaveldioxid kan förorsaka en sammandragning av luftrören. Effekten inträder snabbt men försvinner, åtminstone efter kortvarig exponering. En minskning av luftvägarnas tvärsnittsyta i näsan har rapporte- rats hos försökspe soner som utsatts någon timme för omkring 3 mg/m SO2 (Frank et al., 1962; Andersen at al., 1974).

Frank et al., 1962, fann hos en av elva försöks— personer exponerade för svaveldioxid under 10—30 minuter ett ökat andningsmotstånd i bronkerna vid en exposition på omkring 3 mg/m , Då exposi— tionen ökades till mellan 15 och 40 mg/m iakttogs ett ökat andningsmotstånd hos samtliga försökspersoner. Ett ökat andningsmotstånd har iakttagits också av Lawther et al., 1975. Redan 25 djupa andetag av luft innehållande 3 mg/m SO ökade luftvägsmotståndet medan inga för— ändringar iakttogs efter exposition i vila under en timme för samma halt.

I djurförsök har kunnat visas att både svavelsyra- dimma och sulfatpartiklar ger en kraftigare irritation av luftvägarna, mätt som en ökning av andningsmotståndet, än ekvivalenta mängder svaveldioxid (Amdur, 1971).

Man har kunnat påvisa en sänkning av den mucoci— liära transporthastigheten i näsan hos försöks— persone som under 3 timmar utsatts för omkring 15 mg/m SO . En tendens till nedsatt transport i näsan kunåe åes redan efter exposition för omkring 3 mg/m vid sex timmars exponering (Andersen et al., 1974). vid undersökningar av den mucociliära transporten i luftstrupe och luftrör påvisades ingen effekt på försöksper— soner som exponerats 3 timmar för omkring 15 mg/m SO _ I djurförsök har däremot iakttagit? effekter efter exposition (råttor) för 3 mg/m 502 under 170 timmar (Ferin och Leach, 1973).

HEW, 1969 Suppl., citerarmen rad undersökningar där djur utsatts för mycket höga koncentrationer av rökpartiklar eller koldamm. I dessa undersökningar kunde inte några större patologiskt—anatomiska förändringar i lungorna ses ens i koncentra— tioner hundra gånger större än de som finns i stadsluft.

Marsvin som exponerats för koldamm (15 mg/m3) under fyra veckor fick en nedsatt förmåga att

döda inandade kolibakterier (Rylander, 1369). Möss exponerade för koldamm (ca 0,5 mg/m ) under ca 1/2 år, hade en nedsatt förmåga att bilda antikroppar (Zarkower, 1972).

Försök på människa har visat att kolpartiklar i mycket höga koncentrationer kan orsaka bronko— konstriktion (DuBois och Dautrebande, 1958). Denna inträder inom några minuter efter påbörjad exponering och försvinner snart efter exposi— tionens upphörande. Kortvarig exponering för koldamm (50 mg/m ) har på människor visats kunna öka den mucociliära transporthastigheten i bronkerna (Camner, Hellström och Philipson, 1973). Tidigare har försök av Amdur, l97l, refererats som visar att sulfatpartiklar kan ha en kraftigt bronksammandragande effekt. Av undersökningarna framgår också att partikelstor— leken har stor betydelse för dessa effekter.

I ett mindre antal undersökningar har man studerat möjliga synergistiska effekter av svaveldioxid och partiklar. Inandning av en natriumklorid— aerosol tillsammans med svaveldioxid medförde således vid försök på marsvin en markant ökning av andningsmotståndet (Amdur, 1957). Fyndet har dock inte kunnat reproduceras vid liknande studier på katt och människa (Frank, Amdur och Whittenberger, 1964; Corn et al., 1972). Rylander et al., l97l,3visade att marsvin som expo erats för 30 mg/m 502 tillsammans med 15 mg/m aktivt kol uppvisade en nedsatt lung— clearance medan effekter inte påvisades vid exposition för svaveldioxid eller koldamm enbart. En synergistisk effekt kunde iakttas även hos marsvin som utsatts för en kombination av svaveldioxid och mangandioxidpartiklar (Rylander och Bergström, 1973).

4.3.2.4 Värdering

Vid 5 k luftföroreningsepisoder har en betydande ökning av dödligheten iakttagits hos känsliga grupper, t ex personer med hjärt— och lung— sjukdomar och åldringar. Höga halter svavel— dioxid och partiklar har vidare visat sig vara associerade till akut sjuklighet. Långtids- exposition för lägre halter har kunnat sättas i samband med symptom från luftvägarna både hos barn och vuxna och även när hänsyn tagits till t ex rökning och socialgruppstillhörighet. Dessa samband har framför allt rapporterats från England under 50—ta1et, dvs innan förebyggande åtgärder mot luftföroreningar vidtagits. De expositionsnivåer som förekommit har som regel varit omkring hundra till flera hundra mikrogram per kubikmeter av såväl svaveldioxid som par— tiklar (sot).

Mot erfarenheterna från epidemiologiska undersök— ningar av den allmänna befolkningen står i viss mån resultaten från arbetsmedicinska undersök— ningar. Det är således påtagligt att vid under— sökningar av exponerade yrkesgrupper medicinska symptom av svaveldioxid rapporterats först då expositionen betydligt överskridit den som förekommit vid de akuta luftföroreningsepisoderna. Exponeringssituationerna har dock inte redovisats i detalj och det är tveksamt, särskilt avseende kombinationen svaveldioxid och partiklar, om den varit jämförbar med utomhusexpositionen. Yrkesgrupper består vidare av relativt unga och friska personer medan befolkningen i stort även består av gamla och sjuka. I yrkeslivet finns en viss självselektion som medför att de som besväras av föroreningarna söker sig till andra arbeten. Allt detta gör det omöjligt att på grundval av negativa resultat från undersökningar av expone— rade arbetare göra kvantitativa riskvärderingar av betydelsen för den allmänna befolkningen. Det bör också påpekas att vid akutförsök på människa effekter iakttagits vid halter på omkring 3 mg/m SO .

2 Från djurförsök är det klart att höga halter svaveldioxid kan medföra sjukliga förändringar i luftvägarna av liknande natur som ses hos patienter med kronisk bronkit. När expositionen varit lägre, omkring 3 mg/m , har man sett förändringar av lungfunktionen och en nedsatt förmåga hos lungan att göra sig av med partiklar som inandats och deponerats i luftvägarna. Även om det finns belägg från djurförsök att det finns en synergistisk verkan mellan svaveldioxid och partiklar så blir slutsatsen trots detta att hittills har effekter i djurförsök endast kunnat visas om expositionen för luftföroreningarna varit mer än tio gånger högre än de som i epide— miologiska undersökningar satts i samband med effekter på människa.

En utredningsgrupp inom världhälsoorganisationen (WHO, skall publiceras) gjorde inom ramen för dess kriteriaprogram en samlad bedömning av de lägsta halter av svaveldioxid och partiklar som kunde förväntas orsaka hälsoeffekter. Utrednings- gruppens slutsatser framgår av tabellerna 4.3:1 och 4.3:2. De innebär att akuta effekter kan förväntas uppkomma efter samtid g exposition under ett dygn för 250—500 ug/m av såväl svavel- dioxid som partiklar (sot). De innebär vidare att symptom från luftvägarna efter mera lång— varig exposition kan förväntas uppkomma i hög frekvens till följd av en genomsnittlig exposition för 100 ug/m svaveldioxid och partiklar. Inom världshälsoorganisationen gjordes också ett försök att uppskatta vilka koncentrationer som

kunde anses vara förenliga med en god folkhälsa. Den sammanfattande bedömningen framgår av tabell 4.3:3.

Den värdering som gjordes inom världshälso- organisationen baseras huvudsakligen på resultat från epidemiologiska undersökningar, där framför— allt dosen varit bristfälligt beskriven. I de fall då rökning kan ha haft betydelse har man endast haft möjlighet att standardisera för den aktuella kvantiteten. En fullständig kontroll av inflytande av klimatologiska faktorer har endast sällan kunnat beaktas. Det kan vidare inte uteslutas att också andra ämnen än svaveldioxid och partiklar kan ha haft avgörande betydelse. Exempelvis mättes inte halten kvävedioxid vid de undersökningar som värderingarna bygger på. Inte heller finns uppgifter om koncentrationen av andra svavelföreningar än svaveldioxid, t ex sulfatpartiklar. Då det gäller att överföra resultaten till nuvarande expositionsförhållanden bör också framhållas att partikelfraktionen vid de tillfällen då undersökningarna utfördes huvudsakligen bestod av sotpartiklar, vilket inte är fallet idag.

Med skärpa bör framhållas att det inte finns omfattande och väl genomförda epidemiologiska undersökningar inom områden med olika exposition där expositionen genomgående varit låg. Det är därför inte möjligt att på basen av vetenskapliga data fastställa en nolleffektsnivå särskilt för stora populationer och med hänsyn till additiva eller synergistiska effekter med andra luftföro— reningar, exempelvis rökning eller industriella föroreningar. Det kan mycket väl vara så att effekter kan uppkomma vid väsentligt lägre expositioner än de som här redovisats.

Tabell 4.3:1 Förväntade hälsoeffekter av luftföroreningar på utvalda befolkningsgrupper: effekter av korttidsexponering (Från WHO, skall publiceras)

Koncentration, 3 dygnsmedelvärde ug/m

Förväntade effekter 502 Sot

___—W

Ökad dödlighet bland äldre och kroniskt sjuka 500 500

Försämring av tillståndet hos patienter med luftvägssjukdomar 250 250

Koncentrationerna av svaveldioxid och sot är uppmätta enligt OECD eller "British daily smoke/SO "—metoden (OECD, 1964; Ministry of Technology, U.K., 1966g. De angivna värdena kan be— höva justeras för att bli jämförbara med mätningar utförda med andra metoder.

Tabell 4.3:2 Förväntade hälsoeffekter av luftföroreningar på utvalda befolkningsgrupper: effekter av långtidsexponering (Från WHO, skall publiceras)

Koncentration, . - 3 arsmedelvarde ug/m

SO Sot Svävande stoft Förväntade effekter 2 totalt ___—”WW

ökade luftvägssymptom i stick— prov från den allmänna befolk— ningen (vuxna och barn) och ökad förekomst av luftvägssjuk— domar bland barn 100 100 150

Koncentrationerna av svaveldioxid och sot är uppmätta enligt OECD eller "British daily smoke/SOZ"—metoden (OECD, 1964; Ministry of Technology, U.K., 1966).

Värdena för totalt svävande stoft avser mätning med "high volume sampler". Värdena är här enbart preliminära, eftersom de är grundade på begränsad information. De angivna värdena kan be— höva justeras för att bli jämförbara med mätningar utförda med andra metoder.

Tabell 4.3:3 Riktlinjer för ur folkhälsosynpunkt acceptabla exponeringsnivåer (Från WHO, skall publiceras)

. 3 Koncentration, ug/m

SO Sot Svävande stoft totalt

Genomsnittlig dygnskoncentra— tion, som inte får överskridas två dagar i följd och inte upp—

träda mer än totalt sju dagar per år (98:e percentilen) 200 120 240

Genomsnittlig dygnskoncentra— tion, som inte får överskridas mer än under hälften av årets dagar (medianvärde) 55 35 70

Årligt aritmetiskt medelvärde baserat på dagliga observationer av genomsnittliga dygnskoncentra— tioner 60 40 80

Koncentrationerna av svaveldioxid och sot är uppmätta enligt OECD eller "British daily smoke/SO "—metoden (OECD, 1964; Ministry of Technology, U.K., 1966?. De angivna värdena kan behöva justeras för att bli jämförbara med andra metoder. Värdena för totalt svävande stoft avser mätning med "high volume sampler" och är för närvarande helt preliminära; om endast inandningsbara fraktioner mätes, tenderar dessa nivåer att bli lägre.

4 . 3 . 3 KVÄVEOXIDER

Redovisningen av kväveoxider bygger till väsent— liga delar på en värdering som utförts inom en av världshälsoorganisationen utsedd arbetsgrupp och inom ramen för dess kriteriaprogram (WHO, under tryckning). En översikt av kväveoxidernas toxikologi har vidare lämnats av Morrow, 1975.

4.3.3.1 Epidemiologiska undersökningar

av yrkesgrupper

Vissa yrkesgrupper kan exponeras akut för höga halter av kvävedioxid (N02)' t ex brandmän, arbetare i nyfyllda silos och gruvarbetare vid sprängningsarbete. Det har uppskattats (Grayson,

1956) att en3kortvarig exposition för omkring 550—950 mg/m (ca 300—500 ppm) medför dögligt lungödem, exponering för ca 275—375 mg/m (ca 150—300 ppm) bestående lungskador och ca 50—150 mg/m (ca 25—75 ppm) symtom på bronkit eller bronkopneumoni utan bestående men. De uppgifter uppskattningarna bygger på är dock osäkra och det finns inga dos-responsdata för låga halter kvävedioxid.

4.3.3.2 Epidemiologiska undersökningar av den

allmänna befolkningen

Det finns ett mindre antal epidemiologiska undersökningar (t ex Shy, Creason och Pearlman, 1970) där en ökning av akuta luftvägsinfektioner hos skolbarn satts i samband med exposition för kväveoxider. Genomgående förelåg dock exposition även för andra luftföroreningar och det är inte möjligt att finna ett renodlat samband mellan exponering för enbart kvävedioxid och luftvägs— sjukdomar. Arbetsgruppen inom WHO drog slutsatsen att publicerade epidemiologiska studier inte kan användas för en kvantitativ utvärdering av hälsorisker till följd av exponering för kväve— dioxid.

4.3.3.3 Experimentella erfarenheter

Ett mycket stort antal experimentella undersök— ningar, där olika slags försöksdjur exponerats för kvävedioxid eller kvävemonoxid finns publice— rade. Det finns också ett antal akuta expositions— försök på människa. Undersökningarna har klart visat att kvävedioxiden är den avgjort mest reaktiva av substanserna och i fortsättningen redovisas enbart försök med kvävedioxid. Arbets— gruppen inom WHO gjorde en ingående granskning av den mycket omfattande litteratur som finns tillgänglig. (En tabellarisk sammanställning som bygger på den ännu inte publicerade WHO—rapporten återfinns i Appendix Bl—BS.)

Kvävedioxid har i djurförsök givit upphov till flera olika slag av effekter. De omfattar mikro— skopiskt iakttagbara förändringar i luftvägarna, försämring av lungfunktionen, biokemiska effekter, ändringar i kroppens immunologiska försvar och en interaktion mellan NO och infektiösa agens innebärande en ökad mottaglighet för infektioner i luftvägarna. Vid försök på människa har inand— ning av låga halter NO2 medfört ett ökat andnings— motstånd.

Olika djurslag är olika känsliga. Hamster och apa är således relativt motståndskraftiga. Mus och råtta är väsentligt känsligare.

Den lägsta koncentration vid vilken morfologiska förägdringar iakttagits synes vara omkring 0,5 mg/m under sex dagar, respektive omkring 12 mg/m efter en engångsexposition på 1-4 timmar. Vid ökande koncentrationer och ökande expositions— tid blir effekterna mer och mer uttalade och kan yttra sig som svåra inflammatoriska förändringar (Appendix Bl).

Förändringar i lungfunktionen (Appendix B2) har iakttagits på råtta fter livslång exposition för omkring 1,5 mg/m . En fyra immars enstaka exposition för omkring 10 mg/m har givit mot— svarande effekt på marsvin.

Av Appendix B3 framgår att vissa enzymföränd— ringar i lunga och lever har iakttagits efter fem dagars exponering för omkring 1,5 mg/m hos möss. Man har iakttagit en minskad tillväxthastig— het ho? möss vid årslång exponering för omkring 1 mg/m .

En av de mera påtagliga effekterna av exposition för NO är interaktioner med bakterier på så sätt agt djuren blir mera mottagliga för infek— tioner (Appendix B4). E långvarig exponering av möss för omkring 1 mg/m har givit upphov till ökad mottaglighet för infektioner. Den lägsta koncentration av NO , som i akutförsök medfört så uttalade effekter att en ökad dödlighet iakttagits, var en engångsexposition om två timmar av ca 6,5 mg/m . Man har kunnat visa en klar dos—responsrelation på så vis att dödlig— heten ökar med ökande koncentration av NOZ'

Undersökningar på människa är av naturliga skäl färre och begränsade till korttidsexponeringar (Appendix BS). Resultaten bekräftar dock att förändringar i lungfunktionen i form av ökat andningsmotstånd kan uppkomma redan efter en kort engångsgxponering för halter på omkring l,3—3,8 mg/m NO . Vissa data talar för att effekten av bronåokonstriktorer (luftvägssamman- dragande substanser) blir mer uttalad hos astmatiker, om de dessförinnan utsatts för en timmes exponering för så3låga halter kvävedioxid som omkring 0,2—0,4 mg/m .

Till vad ovan anförts kommer att lukten av kvävedioxid märks redan i mycket låga koncentra- tioner. Således fann Henschler et al., 1960, att bland 20—30-åriga män märkte 35% lukten av kväv dioxid redan vid en koncentration på 0,23 mg/m medan samtliga fögnam lukten vid en kon— centration på 0,79 mg/m . En lukttröskel av samma storleksordning har visats av Shalamberidze, 1967, och Feldman, 1974.

4. 3.3.4 Värdering

En riskvärdering av kvävedioxid måste huvudsak— ligen bygga på experimentella data, eftersom relevanta epidemiologiska undersökningar saknas. Den bedömning som gjordes av världshälsoorganisa— tionen talar för att ogynnsamma (adverse) effekter kunde iakttagas redag efter kortvarig exponering för omkring 1-2 mg/m (0,5—l ppm). Som ogynnsamma effekter räknades inte enbart morfologiska och andra toxikologiska förändringar som iakttagits efter exposition för höga NO —halter utan också vissa effekter som observerags vid låga halter. Sådana förändringar omfattade ökat andningsmot— stånd, ökad effekt av bronkokonstriktorer samt ökad mottaglighet för luftvägsinfektioner. En sådan definition av ogynnsamma effekter stämmer också med vad som angivits vid Tokyo-mötet av the Subcommittee on the Toxicology of Metals under the Permanent Commission and International Association of Occupational Health (Nordberg, Ed., 1976). På friska människor iakttogs ogynn— samma effekter efter omkring tio minuters exponering för ca l,3—3,8 mg/m (0,7-2 ppm). Vissa data tglar för att exponering för omkring 0,2—0,4 mg/m kan ge upphov till ogynnsamma effekter vid samtidig exponering för bronko— konstriktorer hos astmatiska patienter.

WHO—gruppen ansåg det inte försvarligt att invänta konklusiva epidemiologiska data utan menade i stället att man måste bygga på tillgäng— liga toxikologiska och experimentella data från djur och människa för att komma fram till rimliga riktlinjer för acceptabla expositioner. Man gjorde en sammanfattande värdering och kom fram till att den mest sannolika e fektgränsen för korttidsexposition var 1 mg/m . På grund av den kraftiga biologiska reaktiviteten av kvävedioxid ansåg WHO—gruppen att en betydande säkerhetsfaktor måste appliceras på de nivåer, där effekter iakttagits. Följande resonemang fördes: En maximal säkerhetsfaktor skulle bli omkring 200, dvs skillnaden mellan 1 mg (0,5 ppm) och den naturliga bakgrundskoncentrationen på ca 0,005 mg (0,0025 ppm). Denna faktor reduceras i prak- tiken till omkring 20, eftersom maximala tim- genomsnittsvärden redan3i mindre tätorter kan uppgå till ca 0,05 mg/m (0,025 ppm). I ätörre städer kan timvärden på omkring 0,5 mg/m (0,25 ppm) eller högre uppmätas. Denna situation bedömdes som högst otillfredsställande. Å andra sidan saknades vetenskapliga data som med säkerhet kunde fastställa säkerhetsfaktorns storlek. För att trots detta komma med något rimligt accepta— belt värde enades WHO—gruppen om att en säkerhets— faktor på 3—5 utgjorde minimum. De högsta kväve— dioxidhalter som med en timmes exponeringstid

skulle kunna accepteras blir då 200—350 ug/m3 (0,1-0,17 ppm). WHO—gruppen föreslog att dessa värden fick överskridas högst en gång per månad.

Den granskning och utvärdering som WHO—gruppen gjort synes vara den mest ingående som hittills företagits. Det är uppenbart att kvävedioxid är mycket reaktivt både i djurförsök och för människa. Då inga data från epidemiologiska undersökningar finns, måste värderingen emeller— tid bli osäker. De få experimentella data som finns på människa talar emellertid inte för att människan skulle tillhöra en speciellt motstånds— kraftig grupp. Man måste konstatera att en säker nolleffektsdos ännu inte är känd för människa.

SOU l977:68 4.4 SENA EFFEKTER 4.4.1 INTRODUKTION

I detta kapitel behandlas sena effekter, främst cancer. Resultat från såväl epidemiologiska som djurexperimentella undersökningar tas upp. En fullständig behandling av dessa effekter och deras samband med luftföroreningar har inte genomförts. I stället har framställningen kon- centrerat sig på några få områden. Så begränsas genomgången av epidemiologiska data med några få undantag till lungcancer. Beträffande djurdata behandlas dels resultat från inhalationsstudier av luftföroreningar, dels studier som oavsett om andra administrationsvägar använts, har ansetts vara av betydelse för att förstå grundläggande, särskilt kvantitativa, aspekter på kemisk cancerogenes.

En mängd undersökningar visar att såväl tobaks— rökning som exponering i yrkeslivet för vissa substanser kan ge upphov till cancer hos människa (HEW, l97l; Cederlöf et al, 1975; Doll och Peto, 1976; Saffiotti och Wagoner, 1976). Substanser som har visats kunna vara cancerframkallande vid yrkesmässig exponering innefattar arsenik, asbest, krom, nickel, aromatiska aminer, tjära, sot, bis—klorometyler och vinylklorid. Till detta kommer också möjligheterna av en exposition för cancerogena ämnen via t ex allmänna luftföro— reningar, föda och vatten. Man har beräknat att 80—90% av all cancer har samband, direkt eller indirekt med miljön (Higginson, 1976). Det sker också en kontinuerlig ökning av cancerincidensen i skilda länder. För Sveriges del finns data från cancerregistret. Enligt professor Jerzy Einhorn, Karolinska institutet, och professor Lars—Gunnar Larsson, Umeå universitet (personligt meddelande), som ställt samman data från cancer— registret (Cancer Incidence in Sweden, 1958—1971) ökade antalet registrerade cancerfall under perioden 1958-1971 från 19.000 till 29.000 nya cancerfall per år. Ericsson och Ringertz, 1972, har studerat ökningen i cancerincidens under åren 1959—1968 på ett åldersstandardiserat material. De finner en incidensökning med i genomsnitt 2.3% för män och 1.5% för kvinnor per år. Ändringar i

befolkningens åldersfördelning skulle därför enligt Einhorn och Larsson förklara knappt hälften av den observerade ökningen. De anser vidare att det inte finns hållpunkter för att bättre diagnostik och registrering kan förklara någon större andel av den återstående ökningen, vilket är i överensstämmelse med den bedömning som ut— förts av Ericsson och Ringertz, 1972. Någon för— klaring finns därför inte till cirka hälften av den under perioden observerade ökningen av frekvensen av cancersjukdomar.

Det mest uttalade sambandet med lungcancer har cigarrettrökning. Rökning orsakar ensamt eller tillsammans med andra faktorer huvuddelen av all lungcancer. Eftersom både tobaksrök och luftföro— reningar från fossila bränslen är förbrännings— produkter av organiska substanser, så finns många likheter mellan dessa båda luftföroreningar. Det finns därför skäl att anta att en cancerogen effekt av allmänna luftföroreningar först och främst kommer att visa sig i lungan.

Epidemiologiska undersökningar har visat en högre frekvens av lungcancer i städer än på landsbygd. Detta är också fallet för åtskilliga andra former av cancer. En nyligen genomförd undersökning i Sverige där en kohort följts under en tioårsperiod (Cederlöf et al., 1975) visar t ex en ökad förekomst av cancer i bukspott— körteln, livmoderhalsen och urinblåsan i städer jämfört med på landsbygd, även då hänsyn tagits till rökvanor. Dessa fynd förtjänar uppmärksamhet och bör undersökas närmare beträffande pato— genesen. De kan dock för närvarande inte ge underlag till annat än spekulativa värderingar av de allmänna luftföroreningarnas roll för uppkomsten av andra former av cancer än lung— cancer. Följaktligen kommer epidemiologiska data att med några få undantag begränsas till lung— cancer. Incidensen av lungcancer har som regel satts i samband med exposition för vissa ämnen som bildas vid förbränning av fossila bränslen (främst polycykliska kolväten). Det måste framhållas att dessa ämnen som regel endast kan betraktas som indikatorer på föroreningsgraden och som således inte nödvändigtvis är orsaks— faktorer.

Beträffande mutagena och teratogena effekter saknas epidemiologiska data vilka skulle kunna göra det möjligt att värdera ett samband mellan luftföroreningar och dessa effekter.

Undersökningar på djur har visat att luftföro— reningar kan vara cancerogena. Applikation av kondensat av partikelfraktionen i luftföroreningar på huden på djur har t ex givit upphov till

tumörer. Partiklar från en kraftigt industriali— serad stad som Birmingham i Amerika var mer cancerogena än partiklar från Los Angeles (NAS, 1972). Från partikelfraktionen av luftföroreningar har ett antal kraftigt cancerogena polycykliska organiska kolväten isolerats. Översikter av cancerogena effekter av dessa substanser har givits av NAS, 1972; IARC, l973a; och EPA, 1975.

Endast ett mindre antal experimentella inhala— tionsstudier har utförts. De som ansetts vara av betydelse för denna sammanställning har medtagits. De ger emellertid en mycket begränsad information om dos—responssamband. Därför har även resultat av undersökningar medtagits, där cancerogena substanser tillförts via andra vägar. Vid diskussionen av resultat från experiment med djur kommer såväl extrapolering från höga till låga doser inom samma djurart som extrapolering från djur till människa att behandlas.

I tabell 4.4:1 finns en förteckning på substanser som visats ha eller misstänkts kunna framkalla sena effekter hos människor eller djur.

Tabell 4.4:1 Schematisk översikt

över ämnen i fossilbränslekedjan med sena effekter. d betecknar att den cancerogena

effekten är fastställd i djurexperiment och h betecknar att den setts hos människan.

Substans— grupp

Exempel på ämnen

Cancero— Muta— gen gen

Terato— gen

Förekomst Referenser

________________________________________________._____________________________________________________—____________________

Cykliska kolväten Omättade alifatiska kolväten

Halogenerade kolväten

Aromatiska aminer

Polycykliska kolväten

Aldehyder

Bensen

eten

a)

Etylendiklorid )

Etylendibromida

Metylklorid

B—naftylamin d—naftylamin

Benzo(a)pyren Dibenz(a,h)antracen Dibenz(a,h)pyren

Acridiner m fl

Formaldehyd Akrolein

+ d h

(+)

+ + d +

(+)

U U +

+

S S S

U U U +

Bensin IARC, 1974a

Olja, bensin, Ehrenberg et al., skall publiceras luftförorening

Bensin, luft- Ehrenberg et al., 1974; McCann et al., 1975 förorening Olsson et al., 1973; Ehrenberg et al., 1974

Förbränning av Ehrenberg et al., 1974 ligninhaltiga

material (väx—

ter, ved, torv,

brunkol)

Kolgas IARC, 1974b Kolgas IARC, 1974b

Allm. luftföro— IARC, 1973a; Demerec, 1948; Rigdon och Rennels, rening, mineral— " " " " 1964 olja, tjära, " " " "

livsmedel

IARC, l973a

Allm. luft— Auerbach, 1949 föroreningar Rapoport, 1948; Moutschen—Dahmen et al., 1975

Substans— grupp

Nitrosaminer eller ämnen som bildar nitrosaminer

Nitroolefiner

Metaller och metallföre— ningar

Radioaktivt material

03, peroxider och ämnen som bildar peroxider

Exempel på ämnen

Cancero—

gen

Muta— gen

Terato—

gen

Förekomst

Dimetylnitrosamin ur NO bl a

x Metylnitritb) aminer

Arsenik Nickel Kobolt Krom Beryllium Kadmium Mangan Vanadin Blyalkyler

226. Ra 228Ra

Ozon

Dihydroxydimetyl— peroxid

+

a + + + + + + + +

_CL' 'D'U

+?

d .C'U'U'U'UA

'U'Cl +

'U'U

Allm. luft— föroreningar

Många källor, föga utredda

Ur N02 och omättade kol— väten, luftföro—

reningar

Avgaser från kolbränsle m m

Kol, olja Kol, olja, bensin

Fossilbränsle Allm. luft— föroreningar

Allm. luft— föroreningar

Referenser

IARC, 1972; Legator och Malling, l97l Deichmann et al.,

IARC, l973b IARC, l973b Gilman, 1962 IARC, l973b IARC, 1972 IARC, l973b

Demeric och Hanson, 1951; Böhme, 1961

Ahlberg, Ramel och Wachtmeister,

Lave och Freeburg, 1973

Werthamer, Schwarz och Soskind, 1970;

Hamelin och Chung, 1974

Fishbein, Flamm och Falk,

1965

1972

a) Ger upphov till vinylklorid, (resp vinylbromid), som är mutagen och cancerogen på gnagare och människa. b) Metylnitrit (Sloan och Sublett, 1967; Philippe och Hackney, 1959) och metylklorid (Osborne, Adamek och Hobbs, 1956) har påvisats i tobaksrök och torde generellt uppkomma vid förbränning. Metylnitrit, som bildas ur reaktion mellan metanol och NO , torde verka nitroserande över ett bredare pH—område än nitrit, och därmed en trolig källa till nitrosaminer. Metylklorid är alkylerande och måste på bas av data för metyljodid (Druckrey et al., 1970) anses vara cancerogen och mutagen.

4.4.2 LUNGCANCER OCH ALLMÄNNA LUFT— FÖRORENINGAR

4.4.2.l Introduktion

Lungcancern har ökat kraftigt under de senaste årtiondena, först hos män och senare också hos kvinnor. En femfaldig ökning kan ses i många länder sedan 1940-talet. ökningen av lungcancer i England, USA och Sverige visas i Figur 4.4:2. Ökningen anses allmänt framför allt bero på tobaksrökning, i synnerhet cigarrettrökning (se t ex HEW, l97l; Cederlöf et al., 1975; WHO, 1975; Doll och Peto, 1976; Goldsmith och Friberg, under tryckning). Ett samband mellan lungcancer och rökning har också setts hos rökande enäggs- och tvåäggstvillingar jämfört med deras icke rökande partners (Cederlöf, Friberg och Lundman, 1977). Det är uppenbart att sambandet mellan rökning och lungcancer är kausalt.

Den ökade risken för lungcancer på grund av cigarrettrökning har nyligen redovisats i kvanti— tativa former i en översiktsartikel av Higgins, 1976, byggd på data från skilda publicerade originalrapporter (Figur 4.4:3). På basis av data från Sverige (Cederlöf et al., 1975) löper en man som röker 1—7 cigarretter om dagen 2,5 ggr högre risk jämfört med en icke—rökare. Motsvarande risk för en person som röker 8—15 cigarretter om dagen är omkring 7 och för en person som röker 16 eller mer om dagen omkring 11. Dessa relativa risker är åldersstandardise— rade och hänför sig till en population med en ålder mellan 16—69 år. Om ett linjärt dos— responssamband antages gälla, så skulle i en population av män, där hälften sedan lång tid rökt 10 cigarretter per dag, omkring 3/å av alla lungcancerfall eller omkring 285 per 10 personår kunna tillskrivas rökning (enbart eller till— sammans med andra substanser). Motsvarande beräkningar baserade på 20 cigarretter per dag skulle förklara 85% av lungcancerfallen. Beräk— ningarna ovan är en grov uppskattning, men den antyder den klart dominerande rollen av tobaks— rökning för uppkomsten av lungcancer.

Inte enbart rökare utsätts för cigarrettrök. Även de flesta icke—rökare exponeras dagligen för tobaksrök. Denna "passiva rökning" blir särskilt uttalad i samband med vistelse i dåligt ventilerade möteslokaler eller sammanträdesrum, på restauranger eller i samband med privata tillställningar. Denna frågeställning diskuterades vid ett arbetsmöte rörande "Environmental Tobacco Smoke Effects on the Nonsmoker" (Rylander, Ed., 1974). Rylander beräknade att en icke-rökare som vistas fem timmar dagligen i

dåligt ventilerade lokaler kommer att exponeras för omkring 2,6—5 mg partiklar från cigarrettrök. Han beräknade också att rökning av en cigarrett innebär att rökaren utsätts för 15—25 mg.

Ett stort antal undersökningar har utförts för att studera sambandet mellan luftföroreningar i städer och lungcancer. Carnow och Meier, 1973, har gjort en översikt över ett stort antal sådana studier som alla visar en ökad frekvens av lungcancer i städer jämfört med på landsbygd. Sambandet mellan lungcancerfrekvensen och urbaniseringen är påtagligt från det svenska cancerregistret (Figur 4.4:4). När man jämför fre- kvensen av lungcancer i städer med den på landsbygd måste man komma ihåg att befolkningen i städerna skiljer sig i många avseenden från befolkningen

på landsbygden (HEW, 1964; Cederlöf et al.,

1975). Det finns t ex inte bara procentuellt fler rökare i städerna utan också fler storrökare (Tabell 4.4:5).

Den fundamentala betydelsen av rökvanorna gör att undersökningar av dos—responssamband mellan luftföroreningar och lungcancer blir svårtolkade, om man inte kontrollerar för olikheter i rök— vanorna. Det bör framhållas att det inte är tillräckligt att ta hänsyn endast till aktuell cigarrettkonsumtion eftersom skillnader i exponeringstid kan vara av stor betydelse. Studier på enbart icke—rökare kan inte ge till— räcklig information, eftersom luftföroreningar kanske kan ge skador i kombination med rökning.

Befolkningen i städer och på landsbygd kan också skilja sig ifråga om yrkesverksamhet och sanno— likhet att drabbas av smittsamma sjukdomar, vilket skulle kunna vara av betydelse för uppkomst av lungcancer. Den kan också skilja sig ifråga om flyttningsfrekvens, etnisk och genetisk sammansättning samt socio—ekonomiska förhållanden. Dessa faktorer bedömdes dock vid Karolinska institutets symposium (KI, 1977) vara av mindre betydelse. De enda faktorer associerade med stadsfaktorn vilka ansågs bidraga väsentligt till skillnaden mellan stad och landsbygd beträffande lungcancer var rökvanor, allmänna luftföroreningar och på vissa platser speciella risker till följd av viss industriell verksamhet.

Beträffande cigarrettrökning och lungcancer så har sjukdomen en latenstid på 3—5 årtionden. Det finns inga skäl att tro att latensperioden för lungcancer, som eventuellt skulle orsakas av luftföroreningar, skulle vara kortare. Om befolk— ningen flyttar i stor utsträckning försvåras därför möjligheten att bedöma sambandet mellan luftföroreningar och lungcancer.

1.000

700

500

300

200

100 England & Wales, Men

70

50 Unlled States, Men

Sweden, Men 30

20 England & Wales, Women

Death Rates per 100.000

/ Unlted Stam, Women

10 ,/" Sweden, Women

1940 1950 1960 1970 Year

Figur 4.4:2 Jämförelse av allmänna dödstal för cancersjukdomar i andningsvägarna (ISC 160—164) i Förenta Staterna, England, Wales och Sverige för män och kvinnor i alla åldrar. Ingen standardise— ring har skett för ålder. (Från Higgins, 1974, med undantag för svenska data.) De svenska siffrorna för 1952—1957 omfattar ISC 160—165. Denna skillnad i diagnosgrupperingen kan endast medföra en avvikelse på maximalt ett par procent att döma av resultat från de senaste åren.

8

(D Doll & nm 1964 © Hanvnond & Horn resa © Karm ISGG © 8:51 956 © Humana 1966

ö

©Cederlot elul 975 © Hammond 1966 (Women)

NORTÅLITY MTIO (MON-MRS ' 1.0)

u—s 10-20 21—39 aom—iw C|6ARETTESIDAV

Figur 4.4:3 Dos—responsförhållanden: cigarretter per dag och lungcancermortalitet (Från Higgins, 1976).

Antal fall Antal fall per 100.000 per 100.000

Stockholm, Göteborg, Malmö

80 80

70

Stockholm,

60 Göteborg, Malmö

50

40

30

20 Landsbygd

10

Figur 4.4:4 Åldersjusterad incidens av lungcancer, fördelad på kön och boendeort under åren 1963 och 1971. Data från Svenska cancerregistret (National Board of Health and Welfare, 1967; Willgren, personligt meddelande).

Tabell 4.4:5 Procentuell fördelning på skilda rökvane— kategorier bland män i åldern 18—69 är, bosatta i stor— stadsregionerna Stockholm, Göteborg och Malmö, i övriga städer och på landsbygden. (Från Cederlöf et al., 1975)

Stockholm Städer Lands— Göteborg bygd och Malmö Antal fall 5173 7746 8207 Aldrig rökt 22 27 38 Alla nuvarande rökare 66 63 53 Alla nuvarande cigarrett- rökare 50 40 28 Alla nuvarande rökare av enbart cigarretter 28 19 14 216 Gig/dag 10 5 2 8—15 cig/dag 11 7 4 l— 7 Gig/dag 7 7 7

Det har ännu inte publicerats studier som tar hänsyn till alla faktorer, vilka skulle kunna vara av betydelse för uppkomst av lungcancer. Försök att kvantitativt relatera lungcancer direkt till luftföroreningar och i ännu högre grad till specifika luftföroreningar måste därför bli osäkra. I varje fall är det klart att allmänna luftföroreningar har liten betydelse jämfört med tobaksrökning för uppkomst av lung— cancer (se t ex HEW, l97l; Higgins, 1974; WHO, 1975; Goldsmith och Friberg, under tryckning; Wald och Doll, skall publiceras). Trots detta anser US National Academy of Science (NAS, 1972) att luftföroreningar kan bidraga till 10—20% av lungcancerfrekvensen i svårt förorenade städer. De grundar sin uppfattning främst på bedömningar av Carnow och Meier, 1973. Kvantitativa aspekter på denna fråga kommer att diskuteras i ett senare avsnitt.

Vid bedömning av sambandet mellan luftföroreningar och lungcancer kan man använda sig av prospektiva studier. I dessa följs en kohort (definierad grupp) av individer under åtskilliga år. Upp— lysning om rökvanor, yrke och bostadsort samlas vid början av undersökningen. Bara ett par sådana undersökningar har utförts och ingen av dem ger någon detaljerad upplysning om ett tillräckligt antal av de relevanta variablerna.

Ett tämligen stort antal retrospektiva undersök— ningar har utförts. Rökvanor och bostadsort jämförs här bakåt i tiden för patienter som redan fått lungcancer och för kontrollpersoner. I retrospektiva undersökningar är det svårt att finna helt jämförbara grupper. Slutligen finns det några undersökningar av personer som emigrerat och några s k regressionsstudier.

4.4.2.2 Prospektiva undersökningar

Hammond, 1972, redovisar en uppföljning av sitt omfattande arbete från 1959 på mer än 1 miljon män och kvinnor. Avsikten var främst att undersöka hälsoeffekter av rökning. Hans data beträffande sambandet mellan urbanisering och lungcancer täcker en period av sex år och är begränsad till män, som hade bott på samma plats åtminstone tio år vid början av undersökningen. Tabell 4.4:6 visar de observerade och de förväntade antalen dödsfall i lungcancer efter standardisering för ålder och rökvanor. Personerna indelades också i sådana som hade eller inte hade ett arbete, där de exponerades för bl a damm och rök. Om man inte tar hänsyn till bostadsort, så var den relativa lungcancerdödligheten hos män med expo— nering för damm i arbetet 1,09 jämfört med 0,96 för män utan sådan exponering. Inom områden som karakteriserats som "metropolområden" (se Tabell 4.4:6) var motsvarande värden 1,23 respektive 0,98. Män som exponerades för damm i sitt arbete och som bodde i stadsområden med höga eller medelhöga nivåer av bensenlösliga partiklar visade en relativ dödlighet av ca 1,35 jämfört med 1,13 i städer med låg halt av sådana partiklar. Lantbrukare hade en relativ dödlighet på endast 0,81. Personer som inte var exponerade i sitt arbete för rök eller damm uppvisade betydligt mindre skillnader, om alls några. Emellertid uppvisade lantbrukare också här en låg dödlighet, 0,76.

En annan prospektiv undersökning har utförts i Sverige av Cederlöf et al., 1975. Denna under— sökning bygger på en tioårig uppföljning av ett stratifierat sannolikhetsurval på 55.000 personer, ungefär lika många män som kvinnor och mellan 18 och 69 år 1963. Rökvanor, bostadsort och inkomst registrerades via frågeformulär 1963. Data angående dödlighet och dödsorsak erhölls från statistiska centralbyrån. Informationen om rökvanorna är detaljerad, medan däremot bostads— orten endast är grovt klassificerad i tre grupper efter boendeort vid början av undersökningen. En grupp utgjordes av personer som bodde i Stockholm, Göteborg eller Malmö, en andra grupp av personer som bodde i övriga städer och en tredje grupp av personer som bodde på ren landsbygd. Betydelsen

Tabell 4.4:6 observerat och förväntat antal dödsfall i lungcancer, justerat för ålder och rökvanor, och fördelat på boendeort och yrkesmässig exposition för damm, ångor, gas och strålning och om— fattande endast män som bott i samma område under de sista tio åren eller längre (Från Hammond, 1972)

Yrkesmässig exposi— Ej yrkesmässig ex— tion för damm, ångor position för damm, etc. ångor etc. Obs. Förv. Kvot Obs. Förv. Kvot antal antal antal antal Boendeort Samtliga män 576 530.5 1.09 934 979.7 0.96 Metropolområden1 med >1.000.000 inv. 165 134.1 1.23 281 285.7 0.98 Städer 92 69.1 1.33 168 158.3 1.06 Annan tätort eller landsbygd 73 65.0 1.12 113 127.4 0.89 Metropolområden med (1.000.000 inv. 166 145.4 1.14 271 280.5 0.97 Städer 92 83.3 1.10 170 184.0 0.92 Annan tätort eller landsbygd 74 62.1 1.19 101 96.5 1.05 Utanför metropolområden 245 251.0 0.98 382 413.5 0.92 Tätorter 102 104.9 0.97 200 199.l 1.00 Landsbygd 143 l46.1 0.98 182 214.4 0.85 Los Angeles, Riverside och Orange Counties, Cal. 30 21.9 1.37 38 39.6 0.96 Lantbrukare 63 77.6 0.81 71 92.9 0.76 Stofthalt: 3 Hög (130—180 ug/m3) 45 32.9 1.37 66 73.9 0.89 Måttlig (100—129 ug/m3) 21 18.8 1.12 39 49.5 0.79 Låg ( 35— 99 ug/m ) 48 37.4 1.28 110 100.1 1.10 Halt av bensenlösliga ämnen: Hög (8.5—15.0 ug/m3) 28 21.0 1.33 52 51.5 1.01 Måttlig (6.5— 7.9 ug/m3) 44 32.7 1.35 65 75.1 0.87 Låg (3.4- 6.3 ug/m ) 33 29.2 1.13 76 81.8 0.93

1) Uttrycket "metropolområde" har definierats som ett område (län eller motsvarande) med åtminstone en stad på mer än 50.000 in— vånare. Med "tätort" förstås en plats med en population mellan 2.500 och 49.999 personer. Med "landsbygd" förstås ett område med mindre än 2.500 personer. Begreppet "stad" används för städer med åtminstone 50.000 invånare.

Tabell 4. 4: 7 Kumulerad*morta1itet under 1963—1972 per 1000 per— soner i lungcancer (ISC*=162) som underliggande dödsorsak bland icke— rökare samt åldersjusterad risk relativt en standardgrupp* bland rökare, fördelad på rökningsgrupp och boendeort (Från Tabell 4.2.2 1 Cederlöf et al., 1975)

Landsbygd Andra städer Stockholm, Göteborg 0. Malmö

_,__..._._.....____.._.___.___________________

Män Kumulerad mortalitet per 1000 samt observerat antal döda under 1963-1972 Aldrig rökt 1.6 5 1.0 2 0.0 0

Relativ risk i förhållande till standard- gruppen samt observerat antal döda

Alla nuvarande rökare 4.9 30 5.9 34 7.7 33

Alla nuvarande cigarrettrökare 2.5 9 6.1 18 9.5 28

Alla nuvarande rökare av enbart cigarretter 1.6 3 6.1 10 7.8 15 216 cig/dag 7.0 2 17.3 6 6.5 5 8—15 cig/dag 2.7 1 5.5 3 10.6 7 1— 7 cig/dag 0.0 0 1.5 1 4.6 3

Kvinnor , Kumulerad mortalitet per 1000 samt observerat antal döda under 1963—1972 Aldrig rökt 1.6 12 1.0 6 0.3 1

Relativ risk i förhållande till standard- gruppen samt observerat antal döda

Alla nuvarande rökare av enbart cigarretter 0.0 0 2.4 3 4.9 5 216 cig/dag 0.0 0 0.0 0 0.0 0 8—15 Gig/dag 0.0 0 6.3 2 11.0 4 1— 7 cig/dag 0.0 0 0.8 1 2.2 1

*) Manual of the International Statistical Classification of Diseases, Injuries and Causes of Death (WHO, 1967).

(*) Standardgrupp för åldersjusteringen: icke—rökare, bosatta på landsbygd.

av urbaniseringen visas i tabell 4.4:7. Hos icke—rökare kan något samband mellan bostadsort och lungcancer inte ses; dock är antalet fall mycket litet. För rökare kunde ett samband påvisas mellan lungcancer och bostadsort. Lungcancer var sålunda mer vanlig bland manliga cigarrettrökare i Stockholm, Göteborg och Malmö jämfört med dem i de övriga städerna, vilka i sin tur hade mer lungcancer än dem på lands— bygden. Denna skillnad är statistiskt signifikant för grupperna "alla cigarrettrökare" och "endast cigarrettrökare".

4.4.2.3 Retrospektiva undersökningar

Rökvanor och bostadsort har studerats hos lung— cancerpatienter i jämförelse med olika urval från normalbefolkningen i en rad undersökningar. Haenszel, Loveland och Sirken, 1962; och Haenzel och Taeuber, 1964, har utfört omfattande studier i USA, liksom Hitosugi, 1968, i Japan. Haenzel undersökte ett urval på 10% av antalet dödsfall i lungcancer 1958—59 i USA. Ett representativt urval på 25.000 män och 35.000 kvinnor över 35 år användes som jämförelsematerial. Tabell 4.4:8 visar den åldersstandardiserade dödligheten (SMR) för män och kvinnor i olika kategorier av rökare. För både män och kvinnor fanns ett samband mellan ökad dödlighet och ökad urbanise— ring. Detta kan iakttagas både hos rökare och icke-rökare. Rökning är klart den faktor som är mest påtagligt relaterad till lungcancer i denna undersökning precis som i alla andra, där den studerats.

Hitosugi använde en liknande teknik. Med fråge- formulär tog han reda på rökvanor och bostadsort hos lungcancerpatienter som bodde i tre områden med olika grad av luftförorening baserat på mät— ningar av partiklar, svaveldioxid och benzo(a)— pyren. I områdena med hög, medelhög och låg luftförorening var nivåerna av begzo(a)pyren omkring 80, 30 respektive 25 ng/m . Hitosugi fann ett klart samband mellan rökning och lung— cancer och han fann också ett samband mellan graden av luftförorening och lungcancer hos manliga rökare men inte hos manliga icke—rökare. Beträffande kvinnor är bilden oklar. Resultaten presenteras i tabell 4.4:9.

I en retrospektiv undersökning på Irland jämförde Wicken, 1966, rökvanor och bostadsorter hos personer som dött i lungcancer med dem som dött av andra orsaker. Informationen insamlades genom intervjuer med anhöriga till de avlidna. Ett samband med rökning liksom ett samband med graden av urbanisering erhölls. Personer i centrala Belfast löpte 2—3 ggr större risk att

Tabell 4.4:8 Standardiserade mortalitetskvoter (SMR*) för lungcancer (ISC = 162, 163) hos vita män (1958) och kvinnor (1958—1959) samt antal observerade dödsfall, fördelade på rökvanor och vissa utvalda boendeområden (avseende endast

personer som bott på samma plats under hela livstiden) (Sammanställt från Haenszel, Loveland, och Sirken, 1962; Haenszel och Taeuber, 1964)

Boendeort Aldrig Tillfälliga eller Regelbundna Aldrig Tillfälliga eller Regelbundna rökt f.d. cigarrett— cigarrettrökare rökt f.d. cigarrett— cigarrettrökare rökare, pip— el. 1 pkt el. Mer än rökare, pip— el. 1 pkt el. Mer än cigarrökare** mindre 1 pkt cigarrökare** mindre 1 pkt

per dag per dag per dag per dag

__________________________________________—_—————————————

*

SMR observerat antal dödsfall

Personer med endast en boendeort under

livstiden 13 36 122 486 38 169 481 482 Stadsområden 18 46 138 548 27 123 330 369 Landsbygd 8 23 98 355 11 46 151 113

Kvinnor

Personer med endast en boendeort under

livstiden 75 76 205 647 230 17 80 33 Stadsområden 90 81 216 700 163 13 63 28 Landsbygd 54 66 170 500 67 4 17 5

*) (Standardmortalitetskvot; justerad för ålder genom den indirekta metoden = 100 för amerikanska vita män, 35 år och äldre, 1958, eller vita kvinnor, 35 år och äldre, 1958—1959). **) Pipa eller cigarrökare, endast män

Tabell 4.4:9 Åldersstandardiserade dödstal i lungcancer per 100.000 personer (35—74 år gamla) fördelade med hänsyn till mängd av rökning och grad av luftförorening (Från Hitosugi, 1968)

Män Kvinnor Luftföroreningsnivå Luftföroreningsnivå Låg Måttlig Hög Låg Måttlig Hög

Icke—rökare 12.0 5.2 3.5 4.6 8.1 3.5

1—14 cig/dag 10.4 16.7 19.1 19.9 19.4 13.6 15—24 Gig/dag 12.8 24.6 28.1 14.5 39.6 28.9 225 cig/dag 37.1 18.6 38.8 0 0 '0

215 Gig/dag 19.1 23.5 30.8 12.7 37.0 18.2

1.000 700

500

300

200

1 00 70

50

30

20

Death Rates per 100.000

1940 1945 1950 1955 1960 1965 1970

Year

Figur 4.4:10 Cancer i respirationsorganen (ISC 160—164): döds— tal för vita män i varierande åldrar i Förenta Staterna från 1940 till 1967 (Från Higgins, 1974)

Death Rates per 100.000

1940 1945 1950 1955 1960 1965 1970

Year

Figur 4.4:11 Cancer i respirationsorganen (ISC 160—164): dödstal för vita kvinnor i varierande åldrar i Förenta Staterna från 1940 till 1967 (Från Higgins, 1974)

få lungcancer än personer på landsbygden. Personer som rökte 20 cigarretter eller mer per dag löpte omkring 20 ggr större risk än icke—rökare.

Higgins, 1974, studerade cancerdödligheten i USA och England under perioden 1940-70 och diskuterade sambandet mellan å ena sidan cancerdödligheten och å andra sidan rökvanor och luftföroreningar. I USA har skett en fortlöpande ökning av lung— cancerfrekvensen hos både män och kvinnor inom praktiskt taget alla åldersgrupper (figurerna 4.4:10 och 4.4:11). Ökningen hos kvinnor är dramatisk. Higgins vill förklara ökningen med förändrade rökvanor i USA. I England har lung— cancerfrekvensen hos kvinnor ökat, medan den hos

1.000 700 65-74 500 300 55—64 200 /M 100 45—54 5 70 5 50 8 5 30 N G: E 20 3 W 0 35-44

10

25-34

1940 1945 1950 1955 1960 1965 1970 Year

Figur 4.4:12 Cancer i respirationsorganen (ISC 160—164): dödstal för män i varierande åldrar i England och Wales från 1941 till 1969 (Från Higgins, 1974)

män minskat eller varit konstant i alla ålders— grupper utom i den äldsta (figur 4.4:12). Higgins anser inte att minskningen vilken redan börjar under 1950—talet är ett resultat av minskad tobaksrökning. Han pekar i stället på den drama- tiska minskningen av luftföroreningar. Som ytterligare stöd för denna hypotes framför han att den kraftigaste minskningen av både lung— cancerfrekvens och luftföroreningar har skett i London, där också luftföroreningarna bekämpats kraftigast. Som jämförelse visas i figur 4.4:13 * förekomsten av lungcancer i olika åldersgrupper i Sverige. Man måste dock sammanfattningsvis framhålla att det är oklart vilken roll den minskade luftföroreningshalten spelat.

SOU l977:68 Death rules per 100.000 Age 200 1 65—74 150J 100— 55—64 504 45—54 10— 5_ 35—44 _, 1 10. ( LD . 25—54 0.5"! | r | '-r | 1750 1955 1960 1965 1970 You'

Figur 4.4:13 Cancer i respirationsorganen (ISC 162—163): dödstal för män i varierande åldrar i Sverige från 1951 till 1958

4.4.2.4 Studier av emigranter

Flera undersökningar av engelska emigranter som flyttat till Nya Zeeland (Eastcott, 1956), Sydafrika (Dean, 1959, 1964) och USA (Reid et al., 1966) visar att lungcancerfrekvensen hos emigranterna är lägre än hos engelsmän som stannat kvar i sitt hemland men högre än hos dem som är födda i det nya landet. Detta kan tolkas så att luftföroreningarna i England på lång sikt skulle orsaka lungcancer. En av svårigheterna vid värdering av dessa undersökningar är att man inte vet i vilken utsträckning emigranterna skiljer sig från den population som de jämförts med.

4.4.2.5 Regressionsstudier

Regressions— och korrelationstekniker har använts för att försöka utröna effekter av luftförore— ningar på lungcancerfrekvensen (Stocks, 1966; Carnow och Meier, 1973; Blot och Fraumeni, 1976).

Världshälsoorganisationen ansåg 1960 (WHO, 1960) att luftföroreningar skulle kunna vara en möjlig orsak till lungcancer och att detta borde under- sökas ytterligare. Stocks, 1966, rapporterade därför om samband mellan rökning, luftföroreningar och lungcancer på basis av data från Belfast, Dublin, Helsingfors, Oslo, Köpenhamn, Liverpool, Wales och Wrexham (England). Uppgifter om rök— vanor erhölls genom intervjuer. Luftföroreningar inklusive benzo(a)pyren uppmättes på alla platserna. Lungcancerfrekvensen visade samband med både luftföroreningar och rökning. Stocks relaterar i samma rapport lungcancerfrekvensen från 19 städer till den genomsnittliga årsför— brukningen per capita av fasta och flytande bränslen samt till tobaksrökning, vilken senare kvantifierats genom den årliga cigarrettkonsum— tionen per vuxen vid fem olika tidpunkter mellan

1939 och 1957. Stocks fann en korrelation mellan lungcancerfrekvensen och både rökning och för— brukningen av fasta men inte flytande bränslen.

En undersökning av Carnow och Meier, 1973, förtjänar särskild uppmärksamhet, eftersom författarna kommer fram till en kvantitativ uppskattning av hur såväl rökning som luftförore— ningar påverkar lungcancerfrekvensen. Deras värderingar accepterades av US National Academy of Science Committee on Biological Effects of Athmospheric Pollutants (NAS, 1972).

Analysen baserades delvis på aggregatdata från 48 stater i USA. Försäljningen av cigarretter per person över 15 år (1963) och de genomsnittliga halterna för benzo(a)pyren valdes som oberoende variabler.

Den multipla regressionsanalysen utfördes för män och kvinnor, vita och färgade, inom 4 tioårs— grupper mellan 35 och 75 är liksom på ålders- standardiserade data. Regressionskoefficienten för benzo(a)pyren för vita män var ungefär densamma för varje åldersgrupp liksom för det åldersstandardiserade totalmaterialet. Den funna regressionskoefficienten innebar att en ökning av halten av benzo(a)pyren med 1 ng/m3 svarade mot en ökning av lungcancerfrekvensen med S%.

Carnow och Meier använde sig också av Stocks data (se ovan) från de 19 länderna. Den multipla

regressionsanalysen gav här en regressions— koefficient som innebar en ökning av antalet lungcancerfall hos män med 20% per ton kol och invånare.

Författarna diskuterar analysmetoden och anser att den har allvarliga begränsningar. De pekar på flera omständigheter som kan ha påverkat resultatet. Deras slutsats är emellertid: "It appears both reasonable and prudent to take as a working hypothesis the existence of a causal relation between air pollution and pulmonary cancer death rate at the rate of a S% increase for each increment of pollution as indexed by 1 benzo(a)pyrene unit." De skriver vidare: "This hypothesis leads to the estimate that a sub- stantial reduction in the pollution of highly urban environments would lead to a corresponding reduction in death rate from cancer of the lung (e.g., a reduction of air pollution corresponding to a reduction of benzo(a)pyrene concentration from about 6 ug/l,000 cu m to around 2 ug/l,000 cu m might reduce the death rate by about 20%). Similar benefits might be expected in all smoking categories." Det bör framhållas att detta ställ— ningstagande som togs nästan ordagrant av NAS, 1972, gjordes mot bakgrunden av behovet av ett handlingsprogram (policy decisions) och inte var menat att uppfattas som ett bevis att vare sig luftföroreningar eller benzo(a)pyren nödvändigtvis orsakat de effekter som regressionsekvationen beskriver (Carnow och Meier, personligt med— delande).

Följande punkter förtjänar att närmare beaktas, nämligen validiteten i mätningarna, det lämpliga i att använda regressionsanalysmodellen och begränsningarna i att göra generella förutsägelser på basis av regressionsfunktionen.

Validiteten av expositionsmätningarna, dvs tobakskonsumtionen och luftföroreningsgraden bestämd genom halten av benzo(a)pyren är en nyckelfråga när det gäller hur meningsfulla sådana genomsnitt är som mått på individuell exponering. Detta gäller särskilt inom heterogena grupper som kan bestå av undergrupper med skilda genetiska, etniska, socioekonomiska och andra kulturella förhållanden. I vissa stater kan t ex kvinnor, yngre människor eller färgade utgöra en större del av tobaksförbrukarna än i andra. Tobakskonsumtionen ökar med industrialiseringen och även om försäljningen av tobak idag är densamma i olika stater, behöver inte detta innebära att den varit så tidigare. Exponerings— tiden kan ha varit särskilt lång i stater, där industrialiseringen började tidigt. Om expone— ringen för tobak i genomsnitt varat längre i

stater med högre genomsnittliga benzo(a)pyren— halter, dvs med en indikation på högre grad av urbanisering, så skulle detta delvis eller helt kunna förklara den "effekt" av luftföroreningar som beskrivs i regressionsekvationen. Beträffande de genomsnittliga benzo(a)pyrenhalterna i de olika staterna har originaldata inte publi— cerats, men det förefaller troligt att höga och låga koncentrationer kan ha fördelat sig olika även inom stater med ungefär samma genomsnitt.

En annan viktig fråga är om benzo(a)pyrenhalten är ett lämpligt index på graden av luftförorening. Att den används tycks huvudsakligen bero på att den dels är en känd cancerogen, dels är relativt lätt att mäta i omgivningsluften. Luftföroreningar av helt olika sammansättningar kan ha samma benzo(a)pyreninnehåll. Den är därför ospecifik som ett index men skulle kunna tjäna som en allmän indikator på graden av urbanisering och därigenom också vara korrelerad med socio— ekonomiska, genetiska, kulturella och yrkes— mässiga förhållanden. Det synes ofrånkomligt att ett allmänt index på graden av urbanisering endast delvis kommer att reflektera exponeringen för luftföroreningar.

Den multipla regressionsmodellen kan naturligtvis inte åstadkomma mer än en matematisk beräkning av sambandet mellan lungcancerförekomst och de två oberoende variablerna oavsett deras reella betydelse,

Sambandet mellan antalet cigarretter per dag och lungcancerfrekvensen är approximativt linjärt utom möjligen vid mycket låg konsumtion (figur 4.4:3), Det finns inga skäl att tro att en cancerogen effekt av luftföroreningar skulle vara annorlunda, särskilt om luftföroreningen verkar i samband med cigarrettrökning.

De data som Carnow och Meier presenterar, ger en multipel korrelationskoefficient på 0,48, vilket svarar mot en förklarad total varians på omkring 23%. Uppdelning av den totala korrelationen ger en partiell korrelationskoefficient på 0,43 för rökningsvariabeln och 0,22 för benzo(a)pyren— variabeln. Mer än 3/4 av den totala variationen av lungcancerförekomsten förklaras dock inte av dessa två variabler i analysen.

Eftersom den "oförklarade" variationen bygger på skillnaden mellan observerade och förväntade värden i de 48 staterna är den geografiska fördelningen av skillnaderna intressant. I figur 4.4:14 betecknar de mörkfärgade områdena de tolv stater, där cancerfrekvensen var klart högre än förväntat (övre kvartilen). De vita områdena

[:| lower quanile lwo middle quartiles . upper quanile

Figur 4.4:14 Fördelningen av avvikelser mellan observerad lung— cancerfrekvens och en förväntad frekvens baserad på Carnow-Meiers multipla regressionsfunktion

betecknar de tolv stater, där lungcancerfre— kvensen var klart lägre än förväntat (undre kvartilen). De halvskuggade områdena betecknar de 24 återstående staterna. Elot och Fraumeni, 1976, studerade lungcancerdödligheten i USA mellan 1950 och 1969 genom att använda data på länsnivå (county) som tagits fram av Mason och McKay, 1973. De fann höga lungcancerfrekvenser hos män i län med industrier för tillverkning av papper och kemikalier inklusive petroleumprodukter samt med transportföretag. De framhöll att dessa samband inte kunde förklaras av graden av urbani— sering, socio—ekonomiska eller industriella faktorer. De tog varken hänsyn till rökvanor eller graden av luftförorening vilket gör det omöjligt att draga säkra slutsatser. Den geogra— fiska fördelningen av lungcancerförekomsten är slående lik den som figur 4.4:14 visar.

Trots att analysen av data från de 48 staterna kan ifrågasättas, visar den i en stor population ytterligare ett samband mellan graden av urbani— sering och lungcancerförekomst. Emellertid kvar— står så många osäkerheter vid tolkningen av

regressionsanalyserna att det förefaller rimligt att man måste avvakta ytterligare forsknings— resultat, innan de används för kvantitativa värderingar beträffande samband mellan luftföro— reningar och lungcancer.

Åtskilliga undersökningar av regressionstyp över samband mellan luftföroreningar och lungcancer har publicerats utöver dem som diskuterats ovan. En del av resultaten har använts till att förut— säga hälsoeffekter till följd av förbränning av fossila bränslen. Mycket ofta har dessa undersök— ningar utförts på tidigare publicerade data, vilket gör det svårt att bedöma deras begräns— ning beträffande urval av data och grundläggande antaganden.

Lave och Seskin, 1970, använde data från Stocks, 1959, 1960, och relaterade dödligheten till folktätheten och koncentrationen av svävande och fallande stoft. De utnyttjade också data från Ashley, 1967, för att utföra en regressions— analys av lungcancerdödligheten och befolknings— tätheten, koncentrationen av rökpartiklar samt svaveldioxid i omgivningsluften. I andra samman— hang har den totala dödligheten analyserats på samma sätt (jfr Lave och Freeburg, 1973; Hamilton och Morris, 1974).

Trots att olika index på graden av luftförorening har använts, kan resultaten från regressionsanaly— serna grovt jämföras, eftersom de olika index är korrelerade med varandra. Om dessa index över— sättes till varandra, överensstämmer vanligen regressionskoefficienten för dödlighet i lung— cancer mot luftföroreningar inom en faktor av 2— 5. Detta tyder på att resultaten från de olika undersökningarna från ren statistisk synpunkt inte behöver vara artefakter. Detta bevisar dock inte att luftföroreningar orsakar lungcancer. Den inbördes samhörigheten är väntad på grund av att olika index på graden av luftförorening är korrelerade. Vidare har rökningsfaktorn i de flesta regressionsanalyser, som diskuterats ovan, inte varit under kontroll. Sådana re— gressionsberäkningar kan inte användas för att förutsäga hälsoeffekter.

4.4.3 LUNGCANCER I SPECIELLA EXPONERINGS— SITUATIONER

4 . 4 . 3 . l Exponering för polycykliska organiska

föreningar inom industrin

Det finns inga epidemiologiska studier, där människor exponerats enbart för benzo(a)pyren eller andra polycykliska organiska föreningar.

Flera undersökningar visar emellertid att arbetare, som exponerats för tjära eller sot som innehåller benzo(a)pyren, får en ökad frekvens av lungcancer. Genom att ställa samman data från Doll et al., 1965; Lawther, Commins och Waller, 1965; och Lloyd, 1971, kan dos-responssamband i viss mån studeras. I dessa arbeten liksom i ett kriteriadokument för yrkesmässig exponering för luftföroreningar från koksugnar (NIOSH, 1973) finns referenser till relevant litteratur. Nyligen har en förhöjd lungcancerfrekvens hos koksugnsarbetare ytter- ligare konfirmerats (Hammond et al., 1976; Redmond, Strobino och Cypess, 1976).

Gasverksarbetare och koksverksarbetare som exponeras för höga halter av benzo(a)pyren löper betydligt högre risk att drabbas av lungcancer än den allmänna befolkningen. Denna ökade risk kan inte förklaras av tobaksrökning. Det är emellertid inte möjligt att avgöra om den ökade risken beror på exponering för benzo(a)pyren eller för andra förbränningsprodukter.

I två nyligen publicerade rapporter har kvantita- tiva dos—responssamband redovisats på grundval av data som nämnts ovan (NAS, 1972; Pike et al., 1975). I NAS—rapporten bedöms det erhållna dos—responssambandet på följande sätt: "... lacks plausibility, because a dose increment of two 3 orders of magnitude — from about l ug/l,000 m benzo(a)pyrene to 1,000 ug/1,000 m — hardly in— creases the lung cancer mortality ratio of the average British gas Worker relative to the urban dweller."

Pike et al., 1975, beräknade under hänsyns— tagande till skillnader i exponeringstid att en brittisk gasverksarbetare i genomsnitt exponeras för benzo(a)pyren i en galt som kan anses vara ekvivalent med 400 ng/m i omgivningsluften. Denna exponering var relaterad till en förhöjd lungcancerrisk motsvarande 160 fall per är per 100,000 personer. De antog ett linjärt dos- 3 responssamband vilket innebär att varje ng/m benzo(a)pyren skulle orsaka 0,4 lungcancerfall per 100,000 personer och år.

Exponering under lång tid för tjär— och sot- partiklar som innehåller polycykliska organiska föreningar inklusive benzo(a)pyren har orsakat en betydande ökning av lungcancerförekomsten hos gasverksarbetare i England och koksugnsarbetare i USA. Väsentliga underskattningar av risker kan erhållas om en direkt överföring av slutsatser sker till den allmänna befolkningen, där stora segment kan bestå av särskilt känsliga individer, bl a gamla och sjuka. En nyckelfråga är också om benzo(a)pyren i koksverk eller gasverk kan anses

utgöra ett index på risken för cancerogenicitet på samma sätt som benzo(a)pyren i omgivnings- luften. Denna fråga kan idag inte säkert besvaras. En annan nyckelfråga är om en linjär extra- polering till låga dosnivåer är riktig. Resultaten från de olika studierna över rökning och lung- cancer (figur 4.4:3) kan tala för ett förhållande- vis linjärt samband mellan dos (en blandning av cancerogena substanser inklusive benzo(a)pyren) och lungcancer inom ett brett dosintervall. Frågan om extrapolering till låga doser kommer att behandlas senare i detta kapitel i samband med diskussionen av djurexperimentella data.

4.4.3.2 Exponering för vissa metaller

Det är väl känt att arsenik är cancerogent för människa, vilket framgår av att hudcancer upp- kommit efter medicinering med arsenikhaltiga preparat eller oavsiktlig hög exposition via dricksvatten (Bergoglio, 1964; Tseng et al., 1968; Zaldivar, 1974). Man har också fått allt flera bevis på att inandning av enbart arsenik eller arsenik tillsammans med andra ämnen kan ge upphov till lungcancer (Ott, Holder och Gordon, 1974; Pinto och Nelson, 1976).

Vad beträffar dos-responsrelationer finns inga hårda data. Redan 1948 rapporterade dock Hill och Faning en ökad dödlighet i lungcancer hos arbetare exponerade för natriumarsenat. Den genomsnittliga arsegikkoncentrationen varierade mellan 254—696 ug/m . Pinto och Nelson, 1976, rapporterade att 25 års exposition eller kortare för omkring 100 ug/m arseniktrioxid i ett smältverk inte hade givit upphov till ökad lungcancerfrekvens.

Ett flertal studier (Bidstrup och Case, 1956; Taylor, 1966; Langård och Norseth, 1975) har visat att exposition för 6—värt krom kan leda till lungcancer. Vissa fynd tyder på att lung— cancer uppstått gfter lång tids exposition för omkring 0,5 mg/m krom.

Såväl lungcancer som prostatacancer har satts i samband med yrkesmässig exposition för kadmium (Potts, 1965; Kipling och Waterhouse, 1967; Lemen et al., 1976). Bevisen för att det rör sig om ett orsakssamband i fråga om lungcancer är mycket svaga och inte heller i fråga om prostata— cancer finns några avgörande bevis. The Interna— tional Agency for Research on Cancer (IARC, 1976) har dock utvärderat dessa samband och konstaterat: "Tillgängliga studier tyder på att yrkesmässig exposition för kadmium i någon form (möjligen oxiden) ökar risken för prostatacancer

hos människa. En av studierna antyder dessutom en ökad risk för luftvägscancer".

Beträffande nickel föreligger klara bevis på en ökning av bihålecancer och lungcancer hos arbetare i nickelraffinaderier (IARC, 1976). Höga koncen- trationer av svårlösliga nickelföreningar såsom oxider och subsulfiden, har tillsammans med nickelkarbonyl—ånga misstänkts som orsaksfaktorer. Det har inte visats att lösliga nickelsalter kan förorsaka cancer.

4.4.4 EXPERIMENTELLA ERFARENHETER

4.4.4.l Exponering av lungan för cancerogena

amnen i omgivningsluften

Sammanställningen är begränsad till cancerogena ämnen som tillförts djur via inhalation, insprut- ning i luftstrupen (intratrakeal instillation) eller inplantation i luftvägarna. De två senare administrationssätten har medtagits därför att så få rena inhalationsförsök utförts och därför att de belyser betydelsen av administrations— sättet. Depositionsmönstren vid inhalation och intratrakeal instillation skiljer sig markant från varandra (Brain et al., 1976).

Inhalationsförsök med polycykliska kolväten i ren form har utförts, men inte i något fall har man kunnat påvisa ett samband mellan exposition och en ökning av cancerfrekvensen (Laskin och Sellakumar, 1974). Däremot har man med speciella försöksbetingelser kunnat påvisa ett sådant samband. Pylev, 1963, 1967, gav således benzo(a)- pyren och dimetylbensantracen i en uppslamning av kolpartiklar (India ink) i kolloidal protein- lösning intratrakealt till råttor och erhöll en hög frekvens av lungtumörer (inklusive skiv— epitelcancer). Yanisheva, 1972, använde samma metod och fann ett dos—responssamband mellan dosen benzo(a)pyren och lungtumörer. Doser ned till 0,1 mg fördelade på 10 deldoser gav en ökning av tumörfrekvensen.

Orsaken till att benzo(a)pyren och dimetyl— bensantracen gav så höga tumörincidenser till— sammans med India ink kan vara att dessa par— tiklar ökar retentionen av ämnena (Pylev, Roe och Warwick, 1969). Saffiotti, Cefis och Kolb, 1968, och Saffiotti, 1970, har fått fram höga frekvenser av tumörer, inklusive skivepitel— cancer, genom intratrakeal instillation av benzo(a)pyren ned till 15 mg blandat med järn- oxidpartiklar.

Kuschner, 1968, opererade in cylindrar (1 x 5 mm) av kolesterol inblandad med benzo(a)pyren

och metylkolantren i olika koncentrationer i bronkerna på råtta. Samma teknik användes att tillföra radioaktiva substanser och även då fram— kallades skivepitelcancer. I båda fallen erhölls rätlinjiga samband i ett koordinatsystem förutsatt att dosen uttrycktes i logaritmisk skala och frekvensen skivepitelcancer i normal— fördelningsskala (probitskala).

Laskin, Kuschner 0 h Drew, 1970 exponerade råttgr för 10 mg/m benzo(a)pyren och ca 10 mg/m 502 en timme per dag 5 dagar/vecka. Efter 98 veckor hade två av 21 djur fått skivepitel— cancer. En gnnan grupp råttor exponera es också för 10 mg/m benzo(a)pyren och 10 mg/m SO2 en timme per d g 5 dagar/vecka, men därtill även för 30 mg/m 502 6 timmar per dag i 5 dagar/vecka. I denna grupp hade 5 av 21 råttor fått skivepitel— cancer efter 98 veckor. Försöken talar för att kombination av benzo(a)pyren och 502 kan vara cancerogen i djurförsök.

Kotin och Falk, 1956, exponerade möss för konstgjord smog (ozonbehandlad bensin) och fann en ökning av alveolära tumörer. I ett senare försök där möss exponerats för konstgjord smog och under expositionstiden infekterats upprepade gånger med influensavirus fann man en ökad frekvens av skivepitelcancer (Kotin och Wiseley, 1963). Nettesheim et al., 1970, fann också en ökning av frekvensen lungtumörer (adenom och adenocarcinom) hos möss som exponerats för konstgjord smog. Infektion med influensavirus två veckor före inandningen av den konstgjorda smogen visade i deras försök en minskning av tumörfrekvensen.

Möss som inhalerat kalciumkromatpartiklar under hela sin livstid fick 2—4 gånger så många lungadenom som kontrolldjuren (Nettesheim et al., 1971). I en inhalationsstudie på marsvin med kaliumdikromat och natriumkromat, med i genomsnitt 3—4 mg kromtrioxid/m , fick tre av femtio djur adenom. Vid intratrakeal instillation på marsvin erhölls inga cancerfall (Steffee och Baetjer, 1965). Intratrakeal instillation av en kromatblandning, motsvarande 0,04 mg kromtrioxid, gav inga tumörer på möss (Baetjer et al., 1959), medan en inhalationsstudie på råtta med kalcium— kromat uppges ha inducerat skivepitelcancer (Laskin och Sellakumar, 1974).

Inhalationsstudier med nickeldamm har på råtta och marsvin givit upphov till cellförändringar i lunga, men lungcancer iakttogs endast i ett av 42 marsvin (Hueper, 1958) I båda studierna inhalerade djuren 15 mg/m nickel med partikel— storlekar mindre än 4 um under 6 timmar/dag, 4—5

dagar/vecka upp till 21 månader. Ottolegghi et al., 1974, exponerade råttor för 1 mg/m nickel— sulfid under 78 veckor och observerade dem under 30 veckor. De fann en högre frekvens av lung— tumörer, inklusive cancer, hos de exponerade råttorna (14%) jämfört med kontrollerna (1%). Totalt omfattade studien 400 djur. I en inhala— tionsstudie på råtta med nickelkarbonyl i kon— centrationer mellan 0,03 och 0,06 mg/l luft under 30 minuter 3 gånger/vecka under ett år erhölls under 30 månaders observationstid cell— förändringar i bronkerna hos alla (72 st) djur. Fyra djur uppvisade någon form av tumörer (Sunderman och Donnelly, 1965).

I allmänna luftföroreningar kan nitroalkener, s k nitroolefiner, förekomma. Den enda nitroolefin som tycks vara prövad med avseende på eventuell cancerogen effekt är nitrohexen (Deichmann et al., 1965).

4.4.4.2 Dos-responsstudier

Endast för ett fåtal ämnen och ämnesgrupper finns mera omfattande dosresponsstudier med avseende på cancer och inte i något fall då ämnena inhalerats. Till de ämnen/ämnesgrupper som studerats hör polycykliska kolväten, där— ibland metylkolantren, dibenzantracen och benzo(a)pyren. Av dessa förekommer åtminstone de båda senare som allmänna luftföroreningar till följd av ofullständig förbränning av organiskt material. En annan väl studerad grupp av ämnen är nitrosaminerna, av vilka åtminstone dimetyl— nitrosamin förekommer i låga koncentrationer i de allmänna luftföroreningarna (Fine et al., 1976).

Dos—responsstudier för polycykliska kolväten har utförts på gnagare med engångsinjektion subkutant med doser mellan 1 ug upp till 4 mg per djur. Alla djur som injicerades med 4 mg benzo(a)pyren uppvisade tumörer, medan en dos på omkring 0,06 mg endast gav tumörer i några procent av djuren. För dibenzantracen gav en dos på något ug en tumörfrekvens på några procent (Bryan och Shimkin, 1942/43). Studien visar också att tumörfrekvensen är relaterad till dosen.

Denna och andra studier med samma ämnen (Boyland, 1958; Poel, 1959) visar att dos-responssambandet inte signifikant avviker från en rät linje med början vid låga doser (Jones och Grendon, 1975). Innan man kan generellt fastställa att dos— responssambandet är rätlinjigt krävs dock ytter— ligare undersökningar, särskilt i de lägre dosområdena. Vid ett lineärt samband mellan cancerfrekvensen och dos är sannolikheten för

tumörinduktion per dosenhet konstant och oberoende av dos.

Mantel och Bryan, 1961; Mantel och Schneiderman, 1975; Mantel et al., 1975, har använt en matema— tisk modell för att extrapolera från höga till låga doser. Modellen bygger på en anpassning till en rät linje av probit för cancerincidensen som en funktion av logaritmen för dosen. Modellen innebär att risken per dosenhet inom det extremt låga dosområdet blir väsentligt lägre än vid sedvanlig linjär extrapolation. Mantel och Bryans teori har kritiserats av bl a Hoel et al., 1975, och Crump et al., 1976, som i stället anser det vara mest korrekt att göra en sådan sedvanlig linjär extrapolation till lägre doser.

Vid Karolinska institutets symposium (KI, 1977) drog man den slutsatsen att därest inte klara belägg fanns för en motsatt uppfattning, så var det inte berättigat att antaga förekomsten av ett tröskelvärde under vilket en respons inte förekom. Det fastslogs också att därest inte relevanta empiriska dos—responsdata fanns, så borde man beräkna risken för lungcancer för människa utgående från antagandet att den ökar proportionellt med dosen. För små ökningar av dosen ansågs antagandet av en enkel linjär dos— responskurva, som vid riskvärdering av cancer från joniserande strålning, vara mest korrekt.

De empiriska data som relaterats ovan har er- hållits genom engångstillförsel av de cancerogena ämnena i olika doser. Det är emellertid känt att en uppdelning av en engångsdos i smådoser givna med bestämda tidsintervall kan innebära en ökning av tumörfrekvensen. Sålunda gav t ex 0,5 mg benzo(a)pyren vid en engångsinjektion på mus lokal cancer hos ca 25% av djuren, medan en uppdelning av samma dos i tolv deldoser givna med en månads mellanrum gav en tumörfrekvens på ca 70% (Payne och Hueper, 1960). Liknande resul— tat har erhållits i andra studier med poly— cykliska kolväten (Se t ex Cramer och Stowell, 1943). Resultaten kan inte förklaras med en ackumulation av benzo(a)pyren i organismen och inte heller med en bestående induktion av det aktiverande enzymet. Det är känt att det enzym, arylkolvätehydroxylas, som aktiverar benzo(a)pyren till den cancerogena produkten, halverar sin aktivitet in vitro i fosterceller hos hamster inom timmar efter induktionen (Gelboin, 1971).

Det genomsnittliga tidsintervallet mellan till— förseln av olika cancerogena ämnen och tidpunkten för tumörens uppträdande (latenstiden) blir kortare vid ökad dos, dock inte proportionellt (Jones och Grendon, 1975). Druckrey, 1967, har

gjort beräkningar utgående från andra studier över polycykliska kolväten och från sina egna över nitrosaminer på gnagare. De visar liksom motsvarande data över strålningsinducerad cancer (Jones och Grendon, 1975) att latenstiden vid inducerad cancer är omvänt proportionell mot dosen upphöjt till 1/3. Det innebär att en tusenfaldig minskning i dos ger ungefär en tiofaldig ökning i medellatenstid. Av detta kan emellertid inte dras slutsatsen att det skulle vara praktiskt möjligt att räkna fram en dos som är så liten att medellatenstiden överskrider den förväntade livslängden, särskilt som spridningen i latenstider inom en exponerad grupp ökar med sjunkande dos.

När det gäller kemikalieinducerade mutationer — liksom för strålningsinducerade — talar experi— mentella data (Hussain och Ehrenberg, 1976) för att dos-responskurvan är linjär även vid låga doser. Många kemikalier ger en drastiskt stegrad mutationsfrekvens vid doser över en viss tröskel (Auerbach och Ramsay, 1968; Turtöczky och Ehren— berg, 1969; Auerbach och Kilbey, 1971), vilket troligen beror på att också reparationen av DNA blivit störd.

Dos—responssambanden för teratogena verkningar av både kemikalier och joniserande strålning har endast studerats i begränsad omfattning och är därför bristfälligt kända. I regel har man endast använt små djurmaterial och relativt höga doser. Extrapolering till lägre dosnivåer är inte möjlig.

4.4.4.3 Extrapolation av experimentella data till människa

När det gäller att extrapolera data om sena effekter från experimentella system till människa är kunskaperna mycket begränsade. Sannolikt är verkningsmekanismen för cancerogena effekter densamma för både djur och människa, även om det föreligger skillnader i upptag, biotransformation, distribution och elimination som helt kan påverka riskens storleksordning. En substans som är cancerogen för experimentdjur bör emellertid normalt betraktas som cancerogen också för människa för såvitt inte tillförlitliga epidemio— logiska data visar motsatsen (KI, 1977). Alla ämnen, där en ökad cancerrisk för människa har påvisats, har befunnits vara cancerogena i djur— försök, möjligen med undantag för arsenik. Ett speciellt problem kan vara förknippat med en kemiskt inducerad förhöjning av en spontant uppträdande tumörtyp hos försöksdjur eftersom det kan föreligga en skillnad i verkningsmekanism mellan initiering av nya tumörer och en stimulation

av en spontan tumör (Tomatis, Partensky och Montesano, 1973). IARC, 1976, anser dock att även en substans som signifikant ökar frekvensen eller förkortar latenstiden för spontantumörer innebär en potentiell risk för människa.

Vid en utvärdering av djurdata måste hänsyn tas till att tumörlokalisationen kan variera mellan arter, dos och administrationssätt. Administra— tionen vid djurexperiment kan skilja sig väsent— ligt från den exposition som är aktuell för människan. Vidare kan det föreligga väsentliga skillnader i metabolism mellan olika experiment— djur och människa.

Även en låg incidens av humancancer orsakad av luftföroreningar, motsäger inte att totalt sett ett stort antal cancerfall kan ha orsakats av luftföroreningar. Av praktiska skäl har man i djurexperiment inte kunnat arbeta med stora djurserier. När man i djurexperiment därför inte kunnat påvisa en ökning av cancerfrekvensen utesluter detta inte att det kan föreligga en förhöjd cancerrisk som skulle ha upptäckts om bara djurmaterialet varit tillräckligt stort. Om en musstam har en spontan cancerfrekvens om 0,1% och man vill ha 95% chans att på S% signifikans— nivå upptäcka en fördubbling av cancerfrekvensen, erfordras drygt 30.000 djur i vardera kontroll— gruppen och den exponerade gruppen.

Osäkerheten i en kvantitativ värdering ökar ytterligare vid extrapolering från den experi— mentella modellen till den humana exponerings— situationen av skäl som delvis berörts ovan. Vid djurstudier administreras ett ämne i taget. Människan är under hela sin livstid exponerad för många initiatorer eller promotorer både i sin allmänna omgivning och i sin arbetsmiljö. Experimentdjur är vidare vanligen genetiskt mer homogena än människa och försöken startas vid lika ålder och kroppsvikt för alla djur. Stress— faktorer, föda, dryck, dygnsrytm m m är likaledes mer likartade för försöksdjur än människor. Vidare kan betydande variationer i känslighet förekomma. Extrapolationer från djurförsök till människa måste därför göras med stor försiktighet, särskilt om observationerna baseras på effekter av enstaka ämnen eller endast partiella bland— ningar, t ex kondensat (KI, 1977).

4.4.5 VÄRDERING

Det finns ett stort antal undersökningar som visar ett samband mellan lungcancer och graden av urbanisering. Enbart fyndet att lungcancer är vanligare i städer än på landsbygd bevisar inte att luftföroreningar har orsakat ökningen.

Luftföroreningar i städer innehåller visserligen högre koncentrationer av cancerogena ämnen, inklusive benzo(a)pyren och andra polycykliska kolväten, som i djurmodeller och i vissa fall också på människa orsakat cancer. Men stadsbor skiljer sig också i betydande grad från personer som är bosatta på landsbygden beträffande en rad andra exponeringsfaktorer, som skulle kunna ha betydelse. Efter en systematisk genomgång av sådana möjliga faktorer framhölls emellertid vid Karolinska institutets symposium (KI, 1977) att de enda faktorer som i någon väsentlig utsträck— ning skulle kunna bidra till skillnaden i lung— cancerfrekvens mellan stads- och landsbygd var rökvanor och de allmänna luftföroreningarna och under speciella förhållanden konsekvenser av en viss industriell verksamhet.

Skillnaden i lungcancerförekomst mellan land och stad beror delvis på skillnader i rökvanor. Emellertid kvarstår en skillnad även efter det att försök gjorts att hålla rökvanorna under kontroll. Denna kontroll kan som tidigare påpekats ha varit ofullständig och de funna skillnaderna, som satts i samband med någon annan stadsfaktor än rökvanor, skulle då bli övervärderade. Det har vidare inte varit möjligt att i epidemiologiska undersökningar ta hänsyn till andra faktorer, som skulle kunna vara av betydelse, exempelvis passiv rökning, näringsfrågor, yrkesvanor, beteendefaktorer och socio-ekonomiska variabler. Även om det som tidigare nämnts inte kan anses sannolikt att detta skulle ha haft en avgörande betydelse, är det inte möjligt att för närvarande med stöd av data från epidemiologiska undersök- ningar strikt bevisa att de allmänna luftförore— ningarna orsakat lungcancer. Under hänsynstagande till samtliga tillgängliga data, både från epidemiologiska undersökningar, djurexperimentella studier och närvaron av cancerframkallande substanser i omgivningsluften, så är dock den klart mest rimliga slutsatsen att luftförorening- arna orsakat lungcancer. Vid Karolinska institu- tets symposium (KI, 1977) drogs slutsatsen att förbränningsprodukter i omgivningsluften från fossila bränslen, troligen verkande tillsammans med cigarrettrök, orsakat lungcancer i större tätorter. Antalen kan uppskattas till storleks— ordningen 5-10 fall per 100.000 män och år, men att lokala förhållanden under de sista decennierna härvidlag kan spela en stor roll.

Ur förebyggande synpunkt måste man i första hand inrikta sig på cigarrettrökning, men man måste också se med stort allvar på betydelsen av luftföroreningar som bidragande orsak till upp- komsten av lungcancer. Det går inte att göra en exakt värdering av situationen för Sveriges del,

men en slutsats att något hundratal fall av lungcancer per år skulle ha samband med för- bränningsprodukter från fossila bränslen kan mycket väl vara rimlig. Vad som nu anförts gäller lungcancer. Som nämnts har en "stads— faktor" kunnat associeras också med andra former av cancer. Skulle även här föreligga ett orsaks— samband, så skulle detta ytterligare understryka allvaret i luftföroreningarnas roll. Denna fråga har inte varit möjlig att utreda.

En central fråga utgör dos—responskurvans ut— seende vid de relativt låga koncentrationer som gäller i omgivningsluften för cancerframkallande ämnen. Denna fråga är inte löst, men det före- faller rimligt att vid en konservativ bedömning antaga att ett linjärt samband föreligger, vilket skulle innebära att "säkra" halter inte förekommer och att varje tillskott av cancerogena ämnen medför en ökad risk. Vid Karolinska insti— tutets symposium (KI, 1977) enades man också om en slutsats av denna innebörd.

SOU 1977:68 4.5 SYSTEMTOXISKA EFFEKTER 4.5.1 KOLMONOXID

4.5.l.l Metabolism

Syre från inandningsluften diffunderar genom alveolerna till blodet i lungkapillärerna och binds till blodkropparnas haemoglobin varvid syrehaemoglobin (O Hb) bildas. Kolmonoxid har ca 215 gånger större affinitet till haemoglobinet än syre. Även små mängder kolmonoxid i inandnings- luften kan därför medföra att haemoglobinet till stor del bildar koloxidhaemoglobin (COHb) med kolmonoxiden i stället för syrehaemoglobin med syret. Resultatet blir att transporten av syre från lungorna till kroppens vävnader försvåras.

Symtom som kan iakttagas vid exponering för kolmonoxid beror inte enbart på att haemoglobinet blockeras för syret utan även på att syredissocia- tionskurvan för 0 Hb förskjuts. Detta innebär att det syre som finns bundet till haemoglobin får svårare att frigöras från detta och utnyttjas av kroppens vävnader. En koncentration av 50% COHb är således i princip ett allvarligare tillstånd än enbart en blodbrist motsvarande en minskning av haemoglobinhalten med 50%. Redan omkrång 2 timmars exponering för omkring 1200 mg/m kolmonoxid (omkring 1000 ppm) i inandnings- luften medför att 50% av haemoglobinet kommer att finnas i form av COHb.

Den minskade tillgängligheten av syre orsakad av koloxidhaemoglobin har särskild betydelse för hjärtats blodförsörjning. I koronarkretsloppet (i hjärtats kranskärl) är utnyttjandet av syre i blodet maximalt, vilket innebär att en minskning av tillgänglig mängd syrgas måste kompenseras med ökad genomblödning. Hos frivilliga icke— rökare som exponerats för koloxid kunde redan vid en COHb—halt på omkring 4% en ökning av syreskulden iakttagas (Chevalier, Krumholtz och Ross. 1966)- Ayres, Giannelli och Mueller, 1970, rapporterar en ökad koronargenomblödning och ökad koronararteriovenös syredifferens vid COHb-halter på 5—10%. Hos den coronarsjuke föreligger endast begränsade möjligheter att öka

PB = 750mm Hg

'88 FCOZ = lOOmm Hg % 98 VA : 6000 ml/mm 1000 ppn '.: 50 Vb = 5500m| E 50 M =2m 500ppm 2 40 DL = 30mI/mm - mmHg o : . m 30 [comgo o s /. 200ppm C VCO= 0.007 ml/mm '_ 20 3 100 ppm O' 0 & lg 5OPpm .: 5 >— 7 35 ppm )( 6 g 5 25 ppm .. 4 D U 3 .. S 2 5 , DP'" & 0 0.

|

IO 2 34 56789I00 2 34 567891000 2 3 4 5000

Exposure duroHon,nnnutes

Figur 4.5:1 Koloxidhaemoglobinkoncentrationer för människan som en funktion av expositionstid och av CO— koncentration fastställd genom lösning av CPK—ekvationen (Från Peterson och Stewart, 1975)

koronargenomblödningen och härigenom framträder denna grupp som särskilt känslig.

Vid exponering för kolmonoxid nås förr eller senare ett jämviktsläge med konstant COHb—halt. Vid mycket höga halter kommer dock inget jämvikts— läge att uppnås, eftersom den exponerade kommer att avlida dessförinnan. Koncentrationen vid jämvikt kan beräknas ur Haldane's ekvation (Haldane, 1895; Douglas, Haldane och Haldane, 1912). COHb—halten innan jämvikt uppnåtts kan också beräknas (Coburn, Foster och Kane, 1965; Peterson och Stewart, 1975).

Även andra faktorer ån kolmonoxidhalten i luften är av betydelse för COHb—halten, exempelvis lungventilationens storlek och blodvolymen. Teoretiska beräkningar har kunnat bekräftas av empiriska data upp till halter där det varit etiskt möjligt att göra försök på människor (Peterson och Stewart, 1975). I figur 4.5:1 anges förväntade COHb—koncentrationer under olika expositionsbetingelser. COHb-halten kommer _

således väl att avspegla expositionen av kol- monoxid och eftersom den är väl relaterad till effekterna är den ett mycket lämpligt mått på expositionen.

Kroppen producerar själv en viss mängd kolmonoxid vid nedbrytningen av haemoglobin (Sjöstrand, 1949; Sjöstrand, 1952). Detta medför att även hos friska icke—rökare halter på 0,5-l% COHb ofta förekommer (Peterson och Stewart, 1975).

4 . 5 . l . 2 Effekter och dos—responsrelationer

De klassiska symtomen på kolmonoxidförgiftning är huvudvärk och yrsel vid lO—30% COHb, svår huvudvärk, hjärt—kärlsymtom och illamående vid COHb—halter över ca 30%, och påtaglig risk för medvetslöshet och död föreligger vid halter över ca 40%.

Tobaksrökning är en väsentlig orsak till ökade halter av COHb. Tabell 4.5:2 (Stewart et al., 1973) visar COHb-halter hos rökare och icke— rökare i blod från blodgivarcentraler i amerikanska städer. Rökarna hade medianvärden mellan 4—7% COHb och icke-rökarna mellan l,5—2,5% COHb.

De höga halterna av COHb hos rökare gör det svårt att studera medicinska effekter på befolk— ningen av omgivningsluftens kolmonoxidhalt. Undersökningarna måste antingen göras på icke- rökare eller under mycket sträng kontroll av rökvanorna. I undersökningar från den amerikanska västkusten var dödlighet i akut hjärtsjukdom korrelerad till halten kolmonoxid i omgivnings— luften (Cohen, Deane och Goldsmith, 1969; och Hexter och Goldsmith, 1971). I dessa undersök— ningar var det dock inte möjligt att ta hänsyn till samtliga andra relevanta faktorer. Det finns inga epidemiologiska undersökningar där man entydigt kunnat påvisa medicinska effekter orsakade av kolmonoxid i de koncentrationer, som förekommer i utomhusluften. Å andra sidan motsäger detta inte att effekter förekommer eftersom de är ospecifika och svåra att skilja från normalt förekommande.

Tobaksrökningens association med ökad dödlighet är väl dokumenterad och en påtaglig samvariation har påvisats också med dödligheten i koronar— sjukdom (HEW, l97l; Cederlöf et al., 1975; Doll och Peto, 1976). Kaniner som exponerats för kolmonoxid så att COHb—halter på 10-15% uppnåtts och samtidigt fått cholesterolrik föda har erhållit förändringar likartade arterioskleros (Astrup, Kjeldsen och Wanstrup, 1967; Kjeldsen, Wanstrup och Astrup, 1968; Kjeldsen, Astrup och Wanstrup, 1969). Detta har medfört att kol—

Tabell 4.5:2

Medianvärden för koloxidhaemoglobin och 9OZ—intervallen

för rökande och icke—rökande blodgivare i utvalda städer och närliggande flygfält och förorter (Från Stewart et al., 1973).

Icke-rökare Rökare Plats och datum Antal Median 9OZ—inter— Antal Median 9OZ—inter— vall vall Chicago, 111. november 1970 Centrum 30 2.7 2.2—3.7 34 6.9 3.2—9.3 O'Hare flygfält 32 2.5 1,8-3.0 16 6.6 5.2—11.1 Förort: Palatine 41 1.4 0.8-4.4 16 4.8 1.5—7.7 Los Angeles, Calif. maj—juni 1972 Centrum 166 2.7 1.0—3.2 108 6.0 2.0—9.4 Flygfält 213 1.4 1.0—2.1 75 5.6 1.2—9.6 Förort: Huntington Beach 72 1.6 1.2-2.3 37 6.1 2.0—9.0 New York, New York december 1970 oktober—december l97l Centrum 841 1.4 0.8—2 3 813 5.2 1.4—9.2 JFK flygfält 38 2.1 1.5—2.8 46 6.9 2.3—10.9 Förort 197 1.0 0,4—3.7 113 4.1 1.2-8.1 Denver, Colorado april-maj l97l Blodgivarecentral 676 2.0 1.0—3 7 884 5.5 2 0—9.0 Stapleton flygfält 42 1.5 0.8—2 5 16 5.8 2 7—9.1 Förort: Boulder 27 1.2 0.6—2 1 16 5.8 2 7—9.l

monoxid framstår som ett av flera tänkbara ämnen som skulle kunna orsaka en ökad dödlighet i koronarsjukdom hos rökare. Orsaken till koronar— sjukdom är inte i detalj känd, men troligen är flera faktorer av betydelse. Rökaren skiljer sig från icke—rökaren beträffande ett stort antal variabler och så gott som genomgående innebär dessa skillnader att rökaren löper högre risk för ohälsa (Cederlöf, Friberg och Lundman, 1977).

Även låga halter COHb kan negativt påverka personer med koronarsjukdom. Anderson et al., 1973, fann att patienter med koronarsjukdom so? exponerats fyra timmar för omkring 60—120 mg/m

kolmonoxid (vilket gav 3—5% COHb) vid arbetsprov visade symtom på angina pectoris tidigare än då de andats ren luft. Undersökningarna gjordes som dubbelblind—försök.

4.5.l.3 Värdering

De klassiska symtomen efter exposition för höga halter kolmonoxid är endast till liten hjälp vid bedömningen av risker för effekter av de kon— centrationer som finns i omgivningsluften. Vidare saknas epidemiologiska data som entydigt visar att halter i omgivningsluften kan orsaka skadliga effekter. COHb-halter jämförbara med rökares (3—5% COHb) har orsakat ogynnsamma effekter på personer med koronarsjukdom. Vid ett möte med en WHO Expert Committee, 1972, angavs att en COHb—halt på 4% icke kunde anses acceptabel ur medicinsk synpunkt. En sådan COHb-halt mot— svarar eg exponering under en timme för omkring 120 mg/m eller under åtta timmar för omkring 30 mg/m . Koloxid är f n föremål för förnyad värde— ring inom WHO.

4.5.2 METALLER

4.5.2.l Introduktion

Flera metaller har biologisk betydelse genom sin förekomst i bl a enzymer som är nödvändiga för ämnesomsättningsreaktioner. Exempel på sådana essentiella metaller är zink, koppar och mangan. Andra kan förekomma i vitaminer, exempelvis kobolt, eller vara nödvändiga för syretransport, exempelvis järn. Halterna i kroppen av sådana metaller hålls vid tämligen konstanta nivåer genom regleringsmekanismer, s k homeostatiska meka— nismer. Dessa mekanismer är mycket effektiva när det gäller upptag via födan, medan däremot en sådan regleringsmekanism inte existerar för upptag genom inandning. Under vissa förhållanden kan även essentiella metaller orsaka skador.

I fossila bränslen finns ett mycket stort antal metaller med mycket stor variation i koncentra- tion. I kol kan finnas bl a vanadin, nickel, krom och arsenik och i olja vanadin och nickel i relativt höga koncentrationer. Den essentiella metallen zink finns i höga koncentrationer i kol, men då inga hälsoeffekter kan förväntas av zinkutsläpp kommer zink ej att diskuteras vidare. Kvicksilver och kadmium förekommer, och dessa metaller har en tendens att ackumulera i närings— kedjor och har hög kronisk toxicitet, varför på lång sikt även relativt små utsläpp av dessa ämnen kan leda till hälsoproblem. Metaller kan också tillsättas bränslen. Så har t ex organiska blyföreningar sedan länge satts till bensin, och

organiska manganföreningar har diskuterats som ersättningsmedel för blyföreningarna.

Nickel och krom har huvudsakligen intresse med hänsyn till cancerogenicitet och behandlas därför i sektion 4.4.3.2 och 4.4.4.l.

4.5.2.2 Metabolism

Vissa svårlösliga metallföreningar kan stanna mycket lång tid i lungorna. För t ex krom har en ackumulation i lungvävnaden med ålder kunnat visas även hos icke industriellt exponerade personer.

Absorptionen i mag—tarmkanalen varierar mycket. För de icke—essentiella metallerna är den vanligen under 10% men kan öka vid vissa näringsbrist— tillstånd. Vissa organiska metallföreningar, exempelvis metylkvicksilver, absorberas uppåt 100%.

De essentiella metallerna fördelas i kroppen med hänsyn till de enzymsystem eller andra funk— tioner för vilka de erfordras. Zink finns exempelvis i höga koncentrationer i prostata, bukspottskörtel och njurar. Kadmium och zink företer vissa likheter, men kadmium anrikas speciellt i lever och njurar. Kadmium antas kunna tränga ut zink ur vissa enzymer. I vissa fall kan kemiskt närbesläktade metaller uppvisa liknande distributionsmönster. De icke—essentiella metallerna bly och Strontium inlagras liksom kalcium i skelettet. Många metaller transporteras bundna till äggviteämnen i kroppen och för många essentiella metaller har man identifierat speci- fika metalltransportörer.

Vissa metaller utsöndras huvudsakligen via urin, andra via mag-tarmkanalen. Alla essentiella och vissa icke—essentiella metaller kan överföras till foster via placenta. Det nyfödda barnet kan ha halter av samma storleksordning som modern. utsöndringen av essentiella metaller regleras normalt efter behovet och någon ackumulation sker ej. En del icke—essentiella metaller har en tendens till upplagring i kroppen. Kadmium har således en biologisk halveringstid på 20—30 år.

4.5.2.3 Speciella metaller 4.5.2.3.1 Arsenik

Arsenik är en metalloid men kan ur praktisk synpunkt räknas till metallerna. Man vet inte hur mycket av inandad arsenik som absorberas. Den arsenik som finns i födan tas upp av kroppen till mycket stor del. Arsenik ackumuleras

framför allt i hud och hår och där kan koncentra— tionerna vara omkring 10 gånger högre än i inre organ. I kroppen sker en viss oxidation till femvärd arsenik och också en metylering, vilket för arsenik betraktas som en avgiftningsprocess. Arsenik utsöndras olika snabbt beroende på i vilken form den föreligger. De organiska arsenik— föreningar som finns i fisk utsöndras ometaboli— serade i urinen inom några dygn. Oorganiska föreningar har en längre biologisk halveringstid, dock fortfarande endast dagar till någon vecka (Ducoff et al., 1948; Mealey, Brownell och Sweet, 1959).

Arsenikföreningar är starka gifter, speciellt arseniktrioxid. Den dödliga dosen för människa av arseniktrioxid är omkring 100 mg. Långvarig medicinering med organiska arsenikföreningar har orsakat hudsjukdomar och även hudcancer. Såväl hud— som lungcancer har iakttagits i ökad frekvens hos arsenik—exponerade arbetare (IARC, l973b; Ott, Holder och Gordon, 1974; Pinto och Nelson, 1976). Industriell exposition för arsenik har också givit symtom från nervsystemet.

Människor som varit bosatta i närheten av industrier som emitterat arsenik har fått förgift- ningssymtom. Birmingham et al., 1965, fann således hudförändringar (dermatit) hos 80% av skolbarn som bodde i närheten av ett smältverk. Uppgifter om arsenikkoncentrationen i luften saknas. Symon och Bencko, 1973; Medvedova och Cmarko, 1974, rapporterar vissa symtom från luftvägar och nervsystem (måttlig hörselnedsätt- ning) hos barn bosatta i närheten av ett kolkraft- verk i Tjeckoslovakien. Koncentrationen av arsegik i luften var genomsnittligt omkring 20 ug/m .

Långvarigt intag av dricksvatten med naturligt höga arsenikhalter har givit upphov till hudför— ändringar samt hud- och lungcancer (Bergoglio, 1964; Tseng et al., 1968; Zaldivar, 1974). Arsenik har också givit upphov till uttalade kärlförändringar som bl a medfört fotgangrän, s k "Black foot disease" i Taiwan. Halten arsenik i vattnet var omkring 600 ug/l. I Oregon, USA, finns ett område med höga arsenikhalter i vattnet, upp till 2000 ug/l, men inga tecken till arsenik- förgiftning har hittills rapporterats (Morton et al., 1976). Man har ej kunnat framkalla cancer hos försöksdjur genom exponering för olika arsenikföreningar (IARC, l973b).

4.5.2.3.2 Bly

Omkring 30—40% av inandat bly anses absorberas (NAS, 1973). Absorptionen från mag—tarmkanalen

är omkring 10% men hos barn upp till 5—6 års ålder upp mot 50% (Alexander, Delves och Clayton, 1973). Kalciumbrist och andra näringsbristtill— stånd liksom även mjölktillförsel har i djurför— sök visats öka absorptionen (Kello och Kostial, 1973).

Absorberat bly upplagras framför allt i ben— systemet, där över 90% av blymängden finns. Blyet föreligger där i en inert form. I övrigt distribueras bly till bl a hjärna, lever, njurar och benmärg. Halterna i dessa organ är i allmänhet under 1 ug/g våtvikt och någon tydlig anrikning med ålder har ej påvisats hos den allmänna befolkningen (Barry, 1975; Gross et al., 1975).

utsöndringen från kroppen sker huvudsakligen med urinen. Bly passerar placenta och nyfödda har blyhalter i blod av samma storleksordning som modern (Haas et al., 1972). Bly har en komplicerad metabolism. I blod och mjukdelar torde det ha en relativt snabb biologisk halveringstid, 15-20 dagar (Rabinowitz, Wetherill och Kopple, 1974; Chamberlain et al., 1975), medan bly i ben— systemet har en halveringstid på över 10 år (Rabinowitz, Wetherill och Kopple, 1974).

Det är väl dokumenterat att oorganiska bly— föreningar kan skada olika organ. Bly kan föror— saka blodbrist genom att på flera sätt ingripa i syntesen av haemoglobin. Bildningen av por— phobilinogen sker från två molekyler av delta- aminolevulinsyra (ALA), en syntes som förmedlas av enzymet ALA-dehydras (ALAD). Bly kan hämma detta enzym vilket bl a leder till ett överskott av ALA som utsöndras via urinen (Haeger—Aronsen, 1960) och utgör ett tidigt symtom på blyeffekt. Ökningen av ALA uppträder tidigare än en minsk— ning av haemoglobinhalten i blod. En ökning av ALA—utsöndringen i urin ses vid omkring 40 ug bly/100 ml blod. Den "normala" halten av bly i blod är under 20 ug/lOO ml.

Bly kan skada både det centrala och perifera nervsystemet. En minskad ledningshastighet i perifera nerver kan uppstå vid halter omkring 50 ug bly/100 ml blod (Seppäläinen et al., 1975).

Varje år inträffar ett stort antal blyförgift— ningar i form av hjärnskador (encefaliter) hos barn. Expositionen sker genom förtäring av främst blyhaltiga färgflagor eller damm och jord som förorenats med bly från bilavgaser eller industriella källor. Många fall av permanenta hjärnskador finns beskriva från bl a USA (Lin— Fu, 1977).

Tabell 4.5:3 Samband mellan bly i blod, bly i luft och effekter. Intag via föda förutsättes vara ca 100 ug bly/dag (Modifierad från Hernberg, 1976; och Zielhuis, l976)

ALAD—aktivitet minskar i röda blodkroppar med ökande blyhalt

Hos barn och kvinnor ökning av fritt Zn—protoporfyrin i röda blodkroppar. Möjligen en på— verkan på centrala nervsyste— met hos foster och nyfödda

Hos män ökning av fritt Zn—pro— toporfyrin i röda blodkroppar.

ALA—utsöndringen ökar troligen

Bly i blod Bly % luft Effekt ug/lOO ml ug/m 5—20 0,01— 2 20—30 2—10 30—40 10 40—50 i urin 50—60 50

Relativt stor enighet synes effekterna av bly i höga koncentrationer.

Minskad överlevnadstid hos röda blodkroppar. Påverkan på peri— fera nervsystemet

råda beträffande Den

aktuella diskussionen gäller huvudsakligen huruvida blyhalter på 20-40 orsaka skador. Fostrets och hjärna är känsligare än den skäl misstänka att bly även låga koncentrationer kan ha på nervsystemet. i blod på omkring 30 ug/lOO

ug/lOO ml blod kan det växande barnets vuxnes och det finns vid dessa relativt en ogynnsam inverkan

Många mödrar i USA har blyhalter

ml och eftersom bly

passerar placenta får fostret liknande koncentra— tioner (Lin—Fu, bröstmjölk,

1977). Bly finns dessutom i varför också den nyfödde kan exponeras.

Absorptionen är troligen mycket hög hos dessa.

Samband mellan bly i blod, hos vuxna framgår av tabell 1976; Zielhuis, 1976).

bly i luft och effekter

4.5:3 (Hernberg,

Blyhalten i blod anses

vara det bästa måttet på aktuell exposition. I tabellen har också upptagits de blyhalter i luft som kan antas ge motsvarande halter i blod under förutsättning att intaget via födan är omkring 100 ug per dag. Blyhalterna från Goldsmith och Hexter,

1967;

i luft har erhållits Williams, King

och Walford, 1969; Göthe, Öhman och Lindstedt, 1973; Knelson et al., 1973; Rabinowitz, Wetherill och Kopple, 1974; Nordman, 1975. En femfaldig öknigg av blyhalten i luft från ca 2 till 10 ug/m torde motsvara en fördub ling av blodvärdet. En sänkning från 2 till 1 ug/m torde endast få en mindre inverkan på blyhalten i blod.

Organiska blyföreningar i form av tetraetylbly eller tetrametylbly, som tillsättes bensin emitteras efter förbränning huvudsakligen, omkring 90%, som oorganiska blyföreningar, men alkylbly har kunnat påvisas i stadäluft. I rusningstid har halter över 1 ug/m kunnat påvisas (Laveskog, 1971). Vissa yrkesgrupper, t ex bensinstationspersonal, kan exponeras för be— tydligt högre halter.

Absorptionen av inandat alkylbly torde vara betydligt högre än för oorganiskt bly. Även absorption via huden kan äga rum. Absorberat tetraetylbly ackumuleras bl a i hjärna och lever. Det metaboliseras till trietylbly och oorganiskt bly i levern (Cremer, 1965; Bolanowska, 1968). utsöndringen sker huvudsakligen i form av oorganiskt bly.

Kritiskt organ vid exponering för tetraetylbly är centrala nervsystemet och vid hög exponering har psykosliknande tillstånd och även dödsfall rapporterats. Toxiciteten anses bero på trietyl— bly (NAS, 1972).

Måttliga symtom har rapporterats vid blyhalter i urin över 150 ug/l. Inga effekter kunde påvisas hos 348 exponerade arbetare med en medelhalt i urin av 64 ug/l (Stopps et al., 1966).

Omfattande litteraturöversikter har lämnats av NAS, 1972, och WHO, l977.

4.5.2.3.3 Kadmium

Inandat kbdmiumdamm eller kadmiumånga absorberas i olika grad beroende på partikelstorleken. Finpartikulärt kadmium har beräknats kunna absorberas upp till 50% (exempelvis kadmium i tobaksrök). I mag—tarmkanalen absorberas omkring 5%, men absorptionen ökar vid kalciumbrist och andra näringsbristtillstånd. Kadmium i omgivnings— luften kan sedimentera till marken och senare tas upp av olika grödor. Exempelvis vete och ris tar upp väsentliga mängder kadmium (Friberg et al., 1974).

Kadmium transporteras först till levern och binds där till ett lågmolekylärt äggviteämne, metallothionein, som också finns i blodet och

transporterar kadmium till njurarna där det upplagras huvudsakligen i barken. Omkring 50% av totala kroppsbördan finns i levern och njurarna.

Absorberat kadmium utsöndras mycket långsamt, omkring 0,01% av kroppsbördan per dag. Kadmium går under normala förhållanden inte över till fostret och den nyfödde är därför praktiskt taget kadmiumfri.

Kadmium ackumuleras och stannar kvar lång tid i kroppen efter absorption. Den biologiska halve— ringstiden har uppskattats till 20-30 år. Med stigande ålder ökar kroppsbördan från att ha varit endast något mikrogram hos en nyfödd till omkring 10 mg hos en vuxen svensk icke-rökare (Elinder et al., 1976). Värdena i USA och övriga Europa är också av den storleksordningen hos icke—rökare, medan de i Japan är betydligt högre.

Akut exposition för höga halter kan ge upphov till effekter framför allt från lungorna. Lång tidsexponering för luftburet kadmium eller kadmiumförorenad föda ger framför allt skador på njurarna. Studier av biopsi- eller obduktions— material från personer som utsatts för kadmium i sitt arbete visar att ungefär 200 ug Cd/g i njurbarken är förenat med effekter på njurtubuli hos känsliga personer (Friberg et al., 1974, 1975; WHO, skall publiceras). Detta stöds också av observationer på olika slags försöksdjur. Hos svenska SO—åringar är i medeltal halterna i njurbarken omkring 25 ug/g, med högre värden hos rökare (Elinder et al., 1976).

Från empiriska data och teoretiska beräkningar rörande kadmiumomsättningen i kroppen (Friberg et al., 1974; Kjellström, 1977) kan beräknas vilka kadmiumintag via luft eller föda/vatten som kan förväntas ge effekter på njugarna. Halter i omgivningsluft på ca 1 ug/m kan tro— ligen leda till effekter vid långtidsexponering. Motsvarande värden för halt av kadmium i baslivs— medel blir 0,3—l mg/kg.

Omfattande litteraturöversikter har publicerats av Friberg et al., 1974 och 1975. Därtill hän— visas till en WHO publikation (WHO, skall publiceras).

4.5.2.3.4 Kvicksilver

När kvicksilver vid förbränning av kol sprids i form av kvicksilverånga eller som partikelbundna oorganiska kvicksilverföreningar kan en viss lokal exponering ske via luften runt källan. Det

väsentliga är dock att detta kvicksilver kommer att ingå i de lokala och globala kvicksilverom— sättningscyklerna och bidraga till exponering av människor, huvudsakligen i form av ökade halter metylkvicksilver i insjö— och kustfisk.

Kvicksilverånga absorberas till omkring 80% genom lungan, medan metalliskt kvicksilver nästan inte alls tas upp via mag—tarmkanalen. Oorganiska kvicksilverföreningar tas vid inand- ning upp i olika utsträckning beroende på parti- kelstorlek och löslighet. Absorptionen via mag— tarmkanalen kan beräknas till omkring 10%. Metylkvicksilver tas upp via mag—tarmkanalen till nästan 100% och i hög utsträckning också vid inandning (Berglund et al., 1970).

Kvicksilverånga kan efter inandning under en kort tid vara fysikaliskt löst i blodet och kan genom sin fettlöslighet passera cellmembraner till skillnad från oorganiska kvicksilverjoner. Därför kan kvicksilverånga lätt passera in i hjärnan och också till fostret. Förutom i hjärnan kommer betydande mängder av kvicksilver att upplagras i njure såväl efter inandning av kvicksilverånga som efter inandning eller till— försel via födan av oorganiska kvicksilver— föreningar.

Metylkvicksilver distribueras efter upptaget till stor del till hjärnan men också till övriga organ i kroppen. Vid försök med människor har visats att omkring 10% av absorberat metylkvick— silver distribueras till hjärnan (Aberg et al., 1969).

Oorganiskt kvicksilver utsöndras huvudsakligen i urin medan metylkvicksilver utsöndras via gallan, men återresorberas till stor del, varför elimina— tionen från kroppen blir långsam.

Huvuddelen av oorganiskt kvicksilver i kroppen utsöndras med en biologisk halveringstid på omkring 45 dagar men sannolikt har det kvick— silver som upplagrats i hjärnan en biologisk halveringstid på flera år. Halveringstiden för metylkvicksilver är genomsnittligt omkring 70 dagar men med en betydande individuell variation (Al—Shahristani och Shihab, 1974). Hjärnan är kritiskt organ vid kronisk exponering för kvicksilverånga. Arbetare som utsätts för kvicksilverånga får skilda nervösa symtom inklu— derande sömnsvårigheter och vissa psykiska förändringar och i högre koncentrationer tremor (Smith et al., 1970). De lägsta halter som gar givit upphov till effekter är 0,05-0,1 mg/m .

Vid exponering för oorganiska kvicksilverföre- ningar är njuren kritiskt organ. Underlag för dos—responsvärderingar saknas.

Hjärnan är kritiskt organ vid exponering för metylkvicksilverföreningar. De halter i hjärnan som ger upphov till symtom har diskuterats av Task Group on Metal Toxicity, 1976, som kom fram till att mellan 1 och 9 ug/g har varit förenat med symtom på kvicksilverförgiftning. Ett annat sätt att komma fram till dos—responsförhållanden för metylkvicksilver är att relatera blodhalterna och därigenom kroppsbelastningen av kvicksilver till förekomsten av olika symtom. Detta har utförts av Bakir et al., 1973, i samband med den kvicksilverförgiftningsepidemi som inträffade i Irak 1972. Då insjuknade mer än 6000 personer med mer än 500 dödsfall efter förtäring av kvicksilverbetat utsäde. Förekomsten av vissa nervsymtom (parestesier) ökar successivt med ökande kvicksilverhalt i kroppen från 25—200 mg. Om hänsyn tages till interindividuella olikheter i biologisk halveringstid kan en uppskattning göras vilka risker en större population löper under olika expositionsbetingelser. Data antyder att omkring 2% av populationen kan förväntas få parestesier vid ett dagligt intag av omkring 0,1 mg/dag (Nordberg och Strangert, 1976).

En omfattande litteraturöversikt finns i Friberg och Vostal (Ed), 1972. Dessutom hänvisas till Nordberg (Ed), 1976, och en WHO publikation (WHO, 1976).

4.5.2.3.5 Mangan

Mangan är en essentiell metall och normalt regleras absorption och utsöndring av homeosta- tiska mekanismer. vid höga exponeringar för mangandamm i gruvor har dock dessa homeostatiska mekanismer ej räckt till och upplagring i bl a hjärna med permanenta hjärnskador som följd har skett. Även effekter på lungor har rapporterats både inom och utanför industrier efter exponering för mangandamm. Såväl från Japan som Norge har en ökad frekvens av lunginflammation rapporterats hos människor boende nära järnverk som släppt ut höga halter mangan. I den japanska undersökningen rapporterades halter på 4—7 ug/m 100—300 m från industrin (WHO, skall publiceras). I undersök— ningen från Norge rapporterades att 3 km från ett järnverk manganhalten var 46 ug/m (Elstad, 1939).

Översikter över förekomst, metabolism och effekter av mangan har lämnats av NAS, l973, och WHO, skall publiceras.

4.5.2.3.6 Vanadin

Vanadinpentaoxid är den vanligaste formen av vanadin i omgivningsluften. Industriellt har exposition för vanadinpentaoxiddamm (Sjöberg, 1950) givit upphov till symtom från luftvägar och lungor. Bronkit var ett vanligt symtom, ibland med astmaliknande besvär.

I samband med rengöring av oljebrännare3har rapporterats att halter upp mot 60 mg/m (Williams, 1952) givit svåra irritationssymtom från luftvägarna efter en latenstid upp mot ett dygn.

En översikt över förekomst, metabolism och effekter av vanadin har lämnats av NAS, 1974.

SOU l977:68 4.6 BESVÄRSREAKTIONER 4.6.1 INTRODUKTION

Klagomål hos de hälsovårdande myndigheterna från allmänhetens sida rörande upplevelser av besvär till följd av yttre miljöfaktorer är relativt vanligt förekommande. Det kan gälla antingen bullerstörningar från motorvägar eller kring flygplatser, klagomål på sot eller damm från rökgaser, eller dålig lukt från industriella emissioner i luft eller vatten. Klagomål av denna typ kan ibland vara mycket omfattande.

Begreppet besvärsreaktion eller olägenhet har definierats som en "känsla av obehag relaterad till någon faktor i omgivningen som individen anser eller tror kan påverka honom negativt" (Lindvall och Radford, Ed., 1973). Förutom att vara knuten till graden av exponering och därmed till hur kraftigt aktuella agens påverkar aktivi— teter såsom vila, sömn och konversation (Sörensen, Berglund och Rylander, 1973), så har den också visat sig vara beroende av attityder, normer och värderingar (Sörensen, 1970).

Besvärsreaktionerna studeras vanligen genom intervjuer i områden med specifika exponerings— situationer (se t ex Sörensen, Rylander och Berglund, 1974). I intervjuerna ingår normalt frågor rörande frekvens och varaktighet av exponeringen för de miljöfaktorer som studeras, samt huruvida störningarna uppträder vid speciella situationer, t ex speciell väderlek. Betydelsen av avstånd till den studerade föroreningskällan, tidpunkt för besvärens uppträdande, samt närvaro av andra miljöfaktorer brukar ingå i analysen. I fråga om luftföroreningar kan det ofta vara svårt att adekvat beskriva exponeringen eftersom koncentrationen av luftföroreningarna kan vara så låg att den inte är mätbar men trots detta kan föranleda obehag.

4.6.2 LUFTFÖRORENINGAR OCH BESVÄRSREAKTIONER

Frekvensen av besvärsreaktioner i dagens läge i Sverige har nyligen undersökts på cirka 25 000 personer från hela landet (Medlund et al.,

Tabell 4.6:1 Frekvens av besvärsreaktioner i Sverige 1973; procent (Från Medlund et al., 1976)

Besvärsanledning Besvärade, procent Lukt 9 Luftföroreningar 9 Damm/sot , lO Bilavgaser 8 Vattenföroreningar 4 Trafikbuller 10 Flygbuller 5 Industribuller 2 Grannbuller 9

1976). Resultaten framgår av tabell 4.6:1. Tabellen anger procenttalet individer som på- stått sig blivit störda av de uppräknade miljö— faktorerna, men det bör påpekas att en och samma individ kan ha uppgivit flera olika störningar av t ex luftföroreningar varför procenttalen därför inte får adderas. Det framgår dock att minst 10 procent av den totala befolkningen besväras av någon typ av luftföroreningar. Siffrorna anger riksmedelvärden och det bör påpekas att vid åtskilliga industriorter besvär av luftföroreningar har angivits till mer än 20 procent.

Olägenheter till följd av specifika luftförore— ningar har i Sverige studerats kring framför allt oljeraffinaderier (Rylander et al., 1964; Rylander och Sörensen, 1969) och cellulosa— industrier (Friberg, Jonsson och Cederlöf, 1960; Cederlöf et al., 1964; samt Jonsson, Dean och Sanders, 1975).

Undersökningarna från raffinaderierna har visat att medan damm och sot utgör ett mindre problem begränsat till det omedelbara närområdet, så kan t ex besvär av dålig lukt förekomma upp till en mil från föroreningskällan, även om vittgående emissionsbegränsande åtgärder vidtagits. Vidare tycks väsentliga problem kunna föreligga i samband med lastning av råolja och färdiga olje— produkter samt vid bunkring, även om detaljerade föreskrifter finns utarbetade och lastnings— processen kontrolleras.

I fråga om besvär från cellulosaindustrin har undersökningarna uppvisat besvärsfrekvenser på

mellan ca 40 procent i det direkta närområdet och ca 10 procent i områden på ett avstånd av ca 10 km från föroreningskällan.

Endast en enstaka undersökning, från S:t Louis, USA, har redovisat mätningar av expositionsgraden som varit så fullständiga att ett dos—respons— samband kunnat beräknas (Williams och Bunyard, 1966). Vid en pargikelkoncentration (årsmedel— värde) på 80 ug/m var 10 procent av befolkningen besvärad, medan 120 respektive 160 ug/m gav 20 procent respektive 33 procent besvärade. Osäker— heter i metoder och dosbeskrivningar medger knappast att några generella slutsatser kan dras från denna undersökning.

4.6.3 VÄRDERING

Sammanfattningsvis kan konstateras att olägenhets— reaktioner till följd av luftföroreningar före— ligger i genomsnitt hos en tiondel av den svenska befolkningen, i vissa tätorter upp till 20 procent, och att denna omständighet inte kan bortses ifrån vid en långsiktig miljöplanering. Data föreligger emellertid inte i sådan omfatt— ning att en kvantitativ bedömning kan göras ifråga om den eventuella ökning av besvärsreak— tioner som kan uppträda till följd av ökad förbränning av fossila bränslen för el— och värmeproduktion.

4.7 HÄLSOEFFEKTER AV LUFTFÖRORENINGAR MED SÄRSKILD HÄNSYN TILL FÖRBRÄNNINGS— PRODUKTER AV FOSSILA BRÄNSLEN

4.7.1 INTRODUKTION

I föregående kapitel har lämnats en allmän översikt av hälsoeffekter till följd av förore— ningar i omgivningsluften. Översikten visar på möjligheterna av att betydande hälsoproblem kan uppträda för stora befolkningsgrupper. Medicinska effekter har iakttagits alltifrån en ökad akut dödlighet vid smogepisoder till upplevelser av besvär och obehag, där det är svårt att i annat än allmänna termer värdera inverkan på hälsan. Mellan dessa ytterligheter finns ett brett spektrum av effekter av olika allvarlighetsgrad: lungcancer, möjligen andra former av cancer, akuta och kroniska luftvägssjukdomar, system— toxiska effekter. Ofta är det personer med redan existerande sjukdomar i exempelvis hjärta eller lungor, eller med allergiska manifestationer som drabbas. Personer med ökad känslighet till följd av sjukdom utgör en betydande del av populationen.

Allvarlighetsgraden av effekterna varierar från plats till plats beroende på luftföroreningarnas art och de exponerades känslighet. Karaktäristiskt är att en person exponeras för många ämnen sam— tidigt, vilket ofta medför svårigheter att i detalj klargöra vilket ämne som är mest skadligt. Det finns flera cancerframkallande ämnen i luftföroreningarna men också retande ämnen, exempelvis svaveldioxid och kväveoxider, vilkas förekomst inte enbart innebär en direkt retande effekt på luftvägarna utan troligtvis också en ökad risk för lungcancer i närvaro av cancer— framkallande ämnen.

Hälsoeffekter av de allmänna luftföroreningarna är som regel ospecifika, dvs utan särdrag som skiljer dem från effekter som i viss utsträck— ning förekommer "normalt" eller som resultat av andra expositioner, t ex tobaksrökning. Detta förhållande gör det svårt och ur praktiskt synpunkt ofta omöjligt att påvisa en mindre ökning av sjukdomsfrekvensen, t ex en ökning med endast någon procent. När man i en epidemio—

logisk undersökning inte kunnat påvisa effekter relaterade till luftföroreningar, utesluter detta således inte att sådana kan ha förelegat hos ett antal individer i den undersökta popula— tionen. Om många människor är exponerade, vilket ofta är fallet ifråga om luftföroreningar, så kan sålunda ett mycket stort antal människor vara drabbade, trots att epidemiologiska under— sökningar på relativt begränsade material givit till synes negativa resultat. Om effekter visats, innebär detta å andra sidan som regel att en väsenlig översjuklighet förelegat.

Vissa effekter som satts i samband med luft— föroreningar, t ex lungcancer, uppkommer först efter mycket lång latenstid, vilket försvårar analysen av orsakssamband, eftersom expositions— förhållandena kan ha ändrats väsentligt till följd av faktiska förändringar i koncentrationen eller på grund av flyttning från en plats till en annan.

Det finns ytterst få svenska data som möjliggör en kvantitativ uppskattning av hur stora effekter luftföroreningarna kan ha medfört. De få under— sökningar som har utförts, t ex rörande samband mellan urbanisering och lungcancer, talar dock för att även situationen i Sverige under de gångna åren medfört påtagliga risker.

Mot bakgrunden av föroreningssituationen i dagsläget samt ett läge som väntas uppkomma i en modellstad med 25.000 invånare år 1985 (bas— läget) lämnas i det följande en sammanfattande värdering av den medicinska betydelsen av ett antal ämnen eller ämnesgrupper ingående i luft— föroreningar från fossila bränslen. Därefter diskuteras möjliga ökade medicinska konsekvenser mot bakgrunden av förväntade tillskott av luft— föroreningar från skilda typer av fossileldade kraftverk förlagda i anslutning till modellstaden. Som en inledning till denna diskussion lämnas en kortfattad beskrivning av modellstaden samt de fyra kraftverksalternativ som behandlas.

4.7.2 MODELLSTADEN OCH ALTERNATIVA KRAFTVERK

I del 2 har lämnats en utförlig teknisk beskriv— ning av de kraftverk som diskuteras ur luft— föroreningssynpunkt. Metodiken för beräkning av emissioner, koncentrationer i omgivningsluften och stoftnedfall är där också redovisad. Nedan ges en kortfattad sammanfattning av de skilda alternativen ifråga om sådana fakta som är av direkt betydelse för uppskattning och värdering av riskerna för hälsoeffekter.

Utvärderingen hänför sig huvudsakligen till fyra modellsituationer. Dessa innebär i samtliga fall att ett kraftverk förläggs nära en mindre stad om ca 25.000 invånare. Halten luftföroreningar till följd av bilism, konventionell uppvärmning m m men utan tillskott från kraftverket har beräknats för år 1985. Dessa halter, definierade som "basnivån", bygger som regel på empiriska data från nuläget men har uppräknats med hänsyn till förväntade förändringar i biltäthet, avgas— rening och uppvärmningsförhållanden.

Kraftverken enligt de fyra alternativen har följande karakteristika:

Alternativ I: Oljeeldat kondenskraftverk, 1000 MWel, rökgasrening för svavel— dioxid och partiklar, 180 m skor— stenshöjd.

Alternativ II: Oljeeldat kondenskraftverk, 2000 MWel, ingen rökgasrening, 250 m skorstenshöjd.

Alternativ III: Koleldat kondenskraftverk, 1000 MWel, rökgasrening för svavel— dioxid och partiklar, kol med låg metallhalt, 180 m skorstenshöjd.

Alternativ IV: Koleldat kondenskraftverk, 2000 MWel, rökgasrening för svavel— dioxid och partiklar, kol med hög metallhalt, 250 m skorstenshöjd.

De värderingar som görs i följande avsnitt bygger på de beräkningar som redovisats i del 2 "Utsläpp, spridning och föroreningshalter" (av naturvårdsverkets tekniska avdelning). Det har framgått att särskilt uppgifterna om emissionen av metaller och benzo(a)pyren kan vara osäkra (till följd av bl a osäkerhet i förväntade metallhalter i kol samt grad av förväntad stoftavskiljning). skulle de utred— ningar som nu pågår i energikommissionens regi rörande exempelvis emissionen av metaller och benzo(a)pyren samt nedfall av metaller leda till väsentligt annorlunda resultat än vad som redo— visats i del 2, måste givetvis den medicinska värderingen omprövas.

4.7.3 SVAVELDIOXID

Svaveldioxidhalterna i svenska tätorteå ligger för närvarande som regel på 40-80 ug/m räknat som vintermedelvärden, med max mala 24—timmars— värden på omkring 200—300 ug/m . I enstaka större tätortgr kan dock vintermedelvärden på över 100 ug/m uppmätas. Det avgörande bidraget

till svaveldioxidhalten kommer från bostads— uppvärmning. Basnivån i innerstaden har be— räknats bli 30 ug/m som vintermedelvärde med 3 ett högsta 24—timmarsvärde på omkring 150 ug/m under en femårsperiod.

Beräknade emissioner av svaveldioxid från kraft— verken framgår ur tabell 4.7:1. Påtagliga skill— nader föreligger mellan de fyra alternativen, delvis beroende på mängden producerad kraft, och delvis på huruvida rening av rökgaserna äger rum. Olje— och kolkraftverken med 1000 MWel (Alt. I och III) har båda rökgasrening och är mera direkt jämförbara. Det framgår att svavel— dioxidemissionen är av ungefär samma storleks— ordning från de två kraftverken, ca 5.000—15.000 ton per år.

De beräknade tillskotten av svaveldioxid från kraftverken framgår av tabell 4.7:2. Både beträffande vintermedelvärden och maximala månadsmedelvärden blir tillskotten små trots de stora emissionerna. Den 99:e percentilen för timmedelvärden under den mest ogynnsamma månaden under ett år blir emellertid relativt hög och har beräknats kunna uppgå till 210 och 820 ug/m för respektive oljekraftverk enligt alternativ I och II. För kolkraftverken överstiger pergentil— värdet inte för något alternativ 350 ug/m

För svaveldioxid har inom världshälsoorganisa— tionen ingen utvärdering av medicinska risker gjorts för entimmesvärden utan endast för långtidsmedelvärden och 24—timmarsmedelvärden. I organisationens kriteriaprogram har som acceptabla 24—timmarsmedelvä den rekommenderats halter på maximalt 200 ug/m högst sju gånger per år. De tillskott som erhålles från kraftverken kan ur denna synpunkt betraktas som relativt små. Det finns emellertid data (se sektion 4.3.2.3)3som visar att exposition för omkring 3000 ug/m under mycket kort tid (minuter) medfört ett ökat andningsmotstånd. De beräknade tillskotten från det större verket utan rökgasrening kan inte betraktas som betydelselösa ur medicinsk synpunkt.

De medicinska problemen med svaveldioxid— emissionerna är inte begränsade till direkta effekter av svaveldioxid. En omvandling sker i viss utsträckning till sura sulfatpartiklar, som kan transporteras lång väg och som med all sannolikhet är mer toxiska än svaveldioxiden. Underlag för en bedömning av effekterna av sådan exposition finns för närvarande inte och man kan inte heller uttala sig om vilka bidrag de fossileldade kraftverken medför.

Tabell 4.7:1 Beräknade emissioner av svaveldioxid och kväveoxider (ton/år) från fyra fossileldade kraftverk.

OLJEELDADE KRAFTVERK KOLELDADE KRAFTVERK

1000 MWel 2000 MWel 1000 MWel 2000 MWel

Skorstens— Skorstens— Skorstens- Skorstens—

höjd 180 m höjd 250 m höjd 180 m höjd 250 m

Rökgasrening Ingen rening av Rökgasrening Rökgasrening

rökgaserna Låg metall— Hög metall- halt halt

(Alt. I) (Alt. II) (Alt. III) (Alt. IV) Svaveldioxidl) 10 000 56 000 4 300—13 000 8 500—26 000 Kväveoxider 21 000 42 000 47 000 94 000

Tabell 4.7:2 Beräknat tillskott av svaveldioxid och kvävedioxid (ug/m3) till omgivningsluften från fyra fossileldade kraftverk.

OLJEELDADE KRAFTVERK KOLELDADE KRAFTVERK 1000 MWel 2000 MWel 1000 MWel 2000 MWel Skorstens— Skorstens— Skorstens— Skorstens— höjd 180 m höjd 250 m höjd 180 m höjd 250 m Rökgasrening Ingen rening av Rökgasrening Rökgasrening rökgaserna Låg metall— Hög metall- halt halt (Alt. I) (Alt. II) (Alt. III) (Alt. IV) Svaveldioxidl) Vintermedelvärde 1.9 5.1 0,6—2.2 0,6—2.2 Max. månadsmedelvärde 9.3 30 3,6-ll 4.4—13 99:e percentilen, 210 820 84 —260 120-340 timmedelvärde Kvävedioxid Vintermedelvärde 1.0 1.0 2.0 2.0 Max. månadsmedelvärde 4.8 5.8 10 12 99:e percentilen, 210 150 240 330 timmedelvärde

l) Variationsbredden för svaveldioxid från de koleldade kraftverken motsvarar en spridning på kolets svavelhalt från 1-3 procent.

2) Kvävedioxidvärdet uppskattas till 25 procent av den totala koncentrationen av kväveoxider.

4.7.4 KVÄVEOXIDER

Halten kvävedioxid har vid undersökningar i Stockholm och Göteborg visat höga värden med3 maximala l/2—timmesvärden på bortåt 500 ug/m . Beräkningar rörande basnivån i modellstaden ger vid handen att år 1985 enbart bilismen skulle ge kvävedioxidhalter i gatunivån under rusningstid på omkring 1000, 500 respektive 200 ug/m vid vindhastigheter på mindre än 1 m/sek, 2 m/sek och 5 m/sek. Därtill kommer emissioner från uppvärmningsanläggningar m m, vilka mycket väl kan gntas ge upphov till timmedelvärden på ca 50 ug/m . Data från centrala Stockholm talar för att vindhastigheten ytterligt sällan understiger l m/sek, men att den ungefär 1/3 av tiden är så låg som 1—2 m/sek. vindhastigheter på mellan 3—5 m/sek förekommer i ungefär 50% av tiden.

Beräknade emissioner av kväveoxider från kraft— verken har angivits i tabell 4.7:1. Emissionen

är genomgående proportionell mot energiproduk— tionen och ungefär dubbelt så stor från koleldade som från oljeeldade kraftverk. Beroende av energiproduktion och typ av kraftverk emitteras mellan 20.000—95.000 ton kväveoxider per år.

De beräknade tillskotten från kraftverken till halten kvävedioxid framgår av tabell 4.7:2. För såväl vintermedelvärden och maximala månadsmedel— värden blir tillskotten låga. För entimmesvärden blir däremot 99—percentilen för den mest ogynn— samm månaden under året 240 respektive 330 ug/m NO2 för 1000 respektive 2000 MWel kolkraft— verk3 För oljekraftverken erhålles 110—150

ug/m .

Bland kväveoxiderna är halten kvävedioxid den kritiska. Kvävedioxiden är ett biologiskt ytterst reaktivt ämne och har i djurförsök givit upphov till en mångfald allvarliga effekter, främst relaterade till andningsvägarna och inkluderande en ökad mottaglighet för infektioner. Även i försök på frivilliga försökspersoner har effekter på andningsvägarna påvisats i form av ett ökat andningsmotstånd. En arbetsgrupp inom världs— hälsoorganisationen har uppskattat att en mediginsk effektnivå ligger på omkring 1000 ug/m som timmedelvärde och att med en gäkerhets— faktor på endast 3—5 högst 190—320 ug/m som timmedelvärde skulle kunna accepteras. Det påpekades samtidigt att vissa data talar för att allergiska personer skulle kunna reagera vid ännu lägre koncentrationer.

-Mot bakgrunden av de värderingar som gjorts angående kvävedioxidens medicinska effekter är- det uppenbart att situationen redan nu är högst

otillfredsställande. Det finns starka skäl att antaga att ett inte obetydligt antal personer påverkas medicinskt av de kvävedioxidhalter som uppkommer till följd av bilismen under högtrafik och vid låga vindhastigheter. Hur allvarliga och omfattande dessa medicinska effekter är, kan inte avgöras på grundval av det kunskapsmaterial som idag står till förfogande. De förväntade tillskotten av kvävedioxid från framför allt kolkraftverken är redan dessa tillräckligt stora för att kunna få en medicinsk betydelse. I kombination med basnivån kommer de tidvis att medföra förhållanden, där risken för medicinska effekter är uppenbar.

4.7.5 KOLMONOXID

Bilavgaser innehåller höga halter kolmonoxid och de halter som uppmätts i städerna härrör så gott som uteslutande från bilarna. Halten kolmonoxid har vid undersökningar i svenska tätorter gisat maximala entimmesvärden på omkring 70 mg/m 3och maximala 8—timmarsvärden på omkring 30 mg/m . Teoretiska beräkningar över situationen i modell— staden ger vid handen att bilismen under rusnings— tid i innerstaden ger timmedglvärden i gatunivån på 50, 24 respektive 12 mg/m vid vindhastigheter på mindre än 1 m/sek, 2 m/sek och 5 m/sek. Motsvarande 8—timmarsvärden, kl 12.00—30.00, kan beräknas vara 35, 18 respektive 8 mg/m . Något tillskott av kolmonoxid från kraftverken finns det ingen anledning att räkna med.

Såväl observerade som beräknade värden ger vid handen att koloxidhaemoglobinhalter på omkring 3-4% kan förväntas uppkomma under ogynnsamma meteorologiska förhållanden. COHb—halter av denna storleksordning kan ses hos måttliga rökare och är inte negligerbara ur medicinsk synpunkt för personer med vissa hjärtsjukdomar. Hos rökare kan COHb—halten väntas stiga ytter- ligare någon procent. Förhållandet är emellertid komplicerat. Så länge COHb-halten är låg, kan omgivningsluftens halt av koloxid medföra en ökning av COHb—halten. När COHb—halten överstiger jämviktsläget för den aktuella koncentrationen i omgivningsluften, kommer trots fortsatt exposi— tion en viss utvärdering av koloxid att ske från kroppen.

4.7.6 CANCEROGENA ÄMNEN

Som tidigare diskuterats förekommer i de allmänna luftföroreningarna många ämnen som är eller misstänks vara cancerogena (se tabell 4.4:1). Därtill kommer ett antal ämnen som, även om de inte är primärt cancerogena, kan ha en cocancerogen effekt. Till sådana ämnen räknas exempelvis svaveldioxid och kvävedioxid.

Som framhållits i kapitel 4.4 så drogs vid det internationella symposium som nyligen genomfördes i Karolinska institutets regi (KI, 1977) den slutsatsen att luftföroreningar i omgivnings— luften, troligen verkande tillsammans med cigarrettrök, orsakat lungcancer i större tät— orter, i en storleksordning av 5—10 fall per 100.000 män per år. Lokala förhållanden under de senaste decennierna kan härvidlag ha spelat en stor roll. Som tidigare framhållits finns även från Sverige empiriska data som talar för en liknande slutsats.

Det är inte möjligt att ta ställning till vilket eller vilka ämnen som i första hand orsakat den förhöjda cancerincidensen i tätortsområdena. Ett ämne som ofta sätts i samband med framför allt lungcancer är benzo(a)pyren. För detta ämne, som endast utgör ett av många liknande och som således på sin höjd kan betraktas som ett index på cancerogenicitet, finns vissa data som möjlig— gör diskussioner av dos—responsrelationer. I kapitel 4.4 refererades bl a till en analys av Pike et al., 1975, som gjorde en värdering av den cancerogena effekten av benzo(a)pyren. Utgående från industriella data från gasverks— arbetare och en linjär extrapolationsmodell beräknade de att 0,4 extra fall av lungcancer skulle inträffa per nanogram benzo(a)pyren och 100.000 personår.3Med ett nuvarande genomsnitt på omkring 5 ng/m i svenska städer, varav ungefär 3/4 från bilavgaser, och med en sannolikt inte oväsentligt högre halt tidigare skulle en sådan beräkning kunna förklara en väsentlig del av funna skillnader i lungcancerförekomst mellan land och stad. Som tidigare nämnts, utgör emeller— tid en förutsättning för beräkningssättet bl a att en linjär extrapolation är berättigad. De slutsatser som dragits vid det tidigare nämnda Karolinska institutets symposium stödjer det berättigade i ett sådant förfarande. Det är svårare att ta ställning till huruvida det är motiverat antaga att benzo(a)pyren i gasverks— atmosfären kan utgöra samma sorts index på cancerogenicitet som benzo(a)pyren i omgivnings— luften i städerna. Luftföroreningarna i övrigt har med all sannolikhet ganska olika sammansätt— ning. Vidare kan en industripopulation inte lik— ställas med den allmänna befolkningen ur känslig— hetssynpunkt.

Det finns skäl att i detta sammanhang understryka den kraftiga ökning av cancer rent allmänt som iakttagits i Sverige under de senaste åren. Antalet registrerade nya cancerfall ökade således under perioden 1958—1971 från 19.000 till 29.000 (se avsnitt 4.4.1). En mycket stor del av dessa kan förmodas ha samband med miljön

och luftföroreningarna måste här misstänkas spela en roll. Till följd av att epidemiologiska undersökningar inte utförts kan säkra slutsatser dock inte dragas.

Beräkningar rörande förväntade emissioner av benzo(a)pyren från de olika kraftverken blir mycket osäkra. För oljekraftverk har beräknats en emission mellan 0,005-0.05 ton per år för ett 1000 MWel kraftverk med rening av rökgaserna och 0,01—0,1 ton per år för ett 2000 MWel kraftverk utan rening. Motsvarande värden för kolkraft— verken (båda med rökgasrening) är 0,001-0,02 respektive 0,002—0,05 ton per år. Vissa ameri- kanska data som kort redovisats i del 2 skulle kunna tala för att benzo(a)pyrenhalterna kan vara inte oväsentligt högre.

I och med att osäkerheten är stor beträffande förväntade emissioner, blir också de beräknade tillskotten till basnivåernas halter osäkra. Det är emellertid möjligt att göra beräkningar av storleksordningar och det visar sig då att det mest sannolika tillskottet till årsmedelvärdena av benzo(a)pyren kommer att ligga någonstans på tusendelar eller möjligen hundradelar av ett nanogram. Dessa tillskott an jämföras med basnivån på omkring 5 ng/m . Tillskottet av benzo(a)pyren från ett enstaka kraftverk kommer att bli helt betydelselöst.

Om man räknar med ett linjärt samband mellan tillskott i exposition för allmänna luftförore— ningar och ökning i risk för lungcancer är detta i princip likvärdigt med motsvarande antagande inom strålskyddsområdet. Det skulle härvidlag också inom luftföroreningsområdet teoretiskt bli meningsfyllt att använda begreppet kollektivt expositionstillskott (egentligen dostillskott) som en utgångspunkt för att kvantitativt uppskatta risken för ett ökat antal lungcancerfall (eller vilken annan cancerform som helst) i en stor befolkningsgrupp. Måttet på det kollektiva expositionstillskottet skulle bli

(antalet utsatta personer) x (tillskogtet i halt av luftföroreningar, t ex ng/m ) x (exponeringstid, t ex är).

Sorten för det kollektiva expositionstillskottet skulle exempelvis då kunna bli man ng/m och år.

Högberg och Strangert (appendix C) har gjort vissa riskberäkningar utgående från att benzo(a)— pyren kan betraktas som ett index på luftförore— ningarnas cancerogenicitet såväl i tätortsluften som i emissionerna från de fossileldade kraft— verken. Man uppskattar mycket grovt att rökgaserna

från ett fossileldat kraftverk skulle kunna medföra en ökning av antalet lungcancerfall bland Nordeuropas befolkning med något fall per 10 år. Osäkerheten i metoden betonas liksom att ökningen helt kommer att drunkna i de slump— mässiga variationerna i antalet cancerfall per år i Europa.

Det skall i detta sammanhang starkt understrykas att även om man väl kan anta att emissionerna från kraftverken kan vara cancerogena, och t o m mer cancerogena än vad deras halt av benzo(a)pyren anger, så finns det inte något ämne som ensamt kan anses utgöra ett index på cancerogeniciteten. Det finns vidare alla skäl förmoda att sammansättningen av rökgaser på stora avstånd från kraftverket skiljer sig fundamentalt från sammansättningen nära källan. Frågan har ändå tagits upp här för att rörande möjliga hälsorisker på stora avstånd från en källa, på samma sätt som för strålskydd, belysa de principiella konsekvenserna som följer av ställningstaganden beträffande linjär extrapola— tion och antaganden om att tröskelvärden för effekter saknas. Ett annat skäl, som framhålles av Högberg och Strangert, är att även om ett bidrag från ett enskilt kraftverk blir helt betydelselöst med denna beräkningsmetod så skulle detta teoretiskt kunna medföra signifikanta hälsoeffekter om man varje gång bortser från detta bidrag när man bygger ett nytt kraftverk. Man måste emellertid då förutsätta ett mycket stort antal kraftverk för att den sammanlagda dosen skulle få någon betydelse, om inte den cancerogena effekten är väsentligt större än vad som kan uppskattas från rökgasernas benzo(a)pyren— halter.

Även för några metaller kan man göra vissa beräkningar utgående från industriella dos— responsdata. Det förefaller sål des som om flera års exponering för 200-500 ug/m arsenik eller krom givit upphov till en ökad förekomst av lungcancer inom industrin. Tillförlitliga data finns inte beträffande hur stor ökningen varit. I avsaknad av sådana uppgifter har antagits en så hög incidens som 10% över en tjugoårsperiod. Om man korrigerar för skillnader i expositionstid inom arbetet och i den allmänna miljön, skulle detta svara mot ca 0,005 fall av lungcancer per nanogram och 100.000 personår, också här under antagande av ett linjärt dos—responsförhållande. Då vare sig krom eller arsenik förekommer i högre koncentrationer än några få ng/m i städernas luftföroreningar och då även till— skottet av dessa metaller från kraftverken högst ligger i samma storleksordning, kan dessa ämnen således knappast ensamma ha någon betydelse för uppkomsten av lungcancer. Som redovisats i

kapitel 4.4 finns extrema expositionssituationer där halter på flera mikrogram uppmätts kring kolkraftverk. Detta gäller kolkraftverk i Tjecko— slovakien, där kolet innehåller synnerligen höga halter arsenik och där tillfredsställande rökgas— rening inte förekommer. Under sådana förhållanden skulle arseniken kunna bli av betydelse för uppkomsten av cancer.

Sammanfattningsvis kan framhållas att om man tar hänsyn enbart till den cancerogena effekten av enstaka ämnen i emissionerna, så måste risken för uppkomst av cancer bedömas som ringa. Mot bakgrunden av den ytterst komplexa sammansätt— ningen av rökgaserna och med hänsyn till att det inte finns några data rörande cancerogen effekt av den totala expositionen, synes det emellertid inte berättigat att frånkänna rökgaserna en cancerogen effekt av potentiell betydelse för människan. Ett stöd för detta erhålles också från Karolinska institutets symposium där en av slutsatserna har följande innebörd: Kunskapen om förekomsten av möjliga interaktioner mellan olika ämnen i luftföroreningarna får den konse— kvensen att stor försiktighet måste iakttagas då det gäller att tolka observationer baserade på effekter av enstaka ämnen eller endast partiella blandningar av ämnen, exempelvis kondensat.

4.7.7 SOT OCH SVÄVANDE STOFT

I dagens läge är omgivningsluftens halt av sot relativt låg. Man kan räkna med att även i större stä er årsmedelvärdena inte överstiger 30-50 ug/m . Däremot har i Stockholm med "high volume sampler" uppmätts höga halter av svävande stoft i gatu ivå (ofta med dygnsmedelvärden på 150—400 ug/m ).

Emissionen av svävande stoft kan beräknas till 300 ton per år för ett 1000 MWel oljekraftverk med rökgasrening mot 1400 ton för ett 2000 MWel oljekraftverk utan någon rening och 1200—2300 ton per år för kolkraftverken. De beräknade tillskotten till halterna i gatunivå, räknat som vintermedelvärden, blir sm". För oljekraftverken blir tillskottet 5—12 ng/m och för kolkraft— verken omkring 140 ng/m .

Det förefaller sannolikt att det förväntade tillskottet av svävande stoft som sådant inte är av medicinsk betydelse. Det är inte möjligt att med någon större grad av säkerhet taga ställning till den medicinska innebörden av basnivåhalterna, men det kan nämnas att en arbetsgrupp inom Världshälsoorganisationen (se tabell 4.3:2) angav ett årsmedelvärde på 150 ug/m som ett tentativt effektnivåvärde för luftvägssymptom.

Arbetsgruppen underströk emellertid att värdet var grundat på mycket begränsad information.

4.7.8 METALLER

Ett stort antal metaller förekommer i utomhus— luften, men tillförlitliga basvärden för att göra kvantitativa värderingar saknas. Vissa uppgifter från den tekniska utredningen i del 2 har sammanställts i nedanstående tabeller. Uppgifterna i tabell 4.7:3 hänför sig dels till vissa långtidsvärden från amerikanska städer, dels till ett genomsnitt för en tiodagarsperiod i Malmö.

Ifråga om basvärden för metaller är det inte enbart halterna i omgivningsluften som är av intresse, eftersom det kontinuerligt sker ett nedfall av metaller, innebärande dels en direkt kontaminering av jord, växter och vatten, dels möjligheter för en sekundär anrikning av metallerna i växande gröda. Även beträffande nedfallsdata är våra kunskaper ytterst ofullständiga. En uppfattning om storleksordningen kan erhållas från en sammanställning av skandinaviska nedfalls— data som redovisas i tabell 4.7:3.

I tabell 4.7:4 har angivits beräknade emissioner från de olika olje— och kolkraftverken. De emitterade mängderna är för oljekraftsverkens del av begränsad omfattning, därest rening av rökgaserna vidtages (Alt. I). Undantag utgör vanadin och nickel, där redan ett 1000 MWel oljekraftverk emitterar 3,5 respektive 1,6 ton per år. Situationen kan bli helt annorlunda för kolkraftverk. I alternativ IV, där man förutsatt en hög metallhalt i kolen, förväntas de emitterade metallhalterna bli synnerligen höga, ofta 100— 1000 gånger högre än för oljekraftverken. En viss uppfattning om storleksordningen kan också erhållas, om jämförelse görs med typiska metall— emitterande industrier. Både arsenik och kadmium— emissionen kommer i alternativ IV upp till ungefär så mycket som 1/4 av vad som emitteras från ett stort svenskt smältverk, och kvick— silveremissionen blir nära fyra gånger större än från smältverket.

Emissionen av krom är ca fyra gånger större än vad som för närvarande emitteras från en stor svensk ferrolegeringsindustri.

De bidrag som kan förväntas för modellstaden beträffande halter i omgivningsluften och nedfall framgår av tabell 4.7:5 respektive 4.7:6. Som synes blir halterna i omgivningsluften väsentligt högre, relativt sett, för kolkraftverk med hög metallhalt.

Tabell 4.7:3 Basnivåer för vissa mgtaller i omgivningsluften (ng/m3) och genomsnittligt årligt nedfall (ug/m ).

Nivåer i omgivningsluften stoftnedfall Malmö stadsområden i USA Skandinaviska data Arsenik — — 200—500 Kadmium 3 0417 100-700 Krom 8 1—18 1000—2000 Bly 360 1400—3200 4000—80 000 Mangan 40 20—170 10 000 Nickel — 0—180 600—2000 Vanadin 50 1—170 4000 Kvicksilver 5 — från Stockholm

Tabell 4.7:4 Beräknade emissioner av vissa metaller (ton/år) från fyra fossileldade kraftverk.

OLJEELDADE KRAFTVERK KOLELDADE KRAFTVERK 1000 MWel 2000 MWel 1000 MWel 2000 MWel Skorstens— Skorstens— Skorstens— Skorstens— höjd 180 m höjd 250 m höjd 180 m höjd 250 m Rökgasrening Ingen rening av Rökgasrening Rökgasrening rökgaserna Låg metall- Hög metall— halt halt (Alt. I) (Alt. II) (Alt. III) (Alt. IV) Arsenik 0.004 0.17 0.38 12 Kadmium (0.001 (0.04 0.006 2.6 Krom 0.004 0.14 16 150 Bly 0.06 2.5 0.83 50 Mangan 0.01 0.26 3.2 23 Kvicksilver 0.0002 0.006 0.58 5.8 Nickel 1.6 42 0.36 15

Vanadin 3.5 140 0.44 65

Det är synnerligen svårt att göra en medicinsk riskvärdering av den exposition för metaller som oundvikligen kommer till stånd, speciellt från koleldade kraftverk men även från oljeeldade kraftverk för t ex vanadin och nickel. Dels är data ytterst osäkra beträffande metallinnehållet, särskilt i kol, där variationerna kan uppgå till storleksordningar, och dels vet man inte vad en livslång exposition för små mängder kan betyda om man tar hänsyn till möjliga synergistiska effekter, och inte heller vilken effekt de kan ha som katalysatorer för övriga luftföroreningar.

Även om halterna i omgivningsluften som regel är små, kommer metallerna inte att förstöras i naturen. Mer än för flertalet andra ämnen måste man därför räkna med att det kommer att ske en kontinuerlig ackumulation. Det är därför vid en slutlig riskvärdering nödvändigt att tänka på betydelsen av kontaminationen av luft, vatten och växter m m, inte enbart från ett lokalt kraftverk utan också från längre bort liggande emissionskällor. Man måste här också räkna med en ackumulering inte enbart över tidsperioder om några decennier utan också över väsentligt längre tider.

Trots svårigheterna att göra realistiska medi— cinska värderingar till följd av bristande kunskaper rörande exempelvis ackumulation i naturen och människan, diskuteras nedan i något mer detalj metallerna kadmium och kvicksilver.

Redan nu tillförs kadmi m till marken i mängder på omkring 100—700 ug/m och år. Detta nedfall är i stort sett lika med eller något mer än vad man tillför den odlade jorden via föroreningar i stallgödsel, konstgödsel eller slam. Nedfallet är en konsekvens av urbanisering och industriali— sering. Man har funnit värden i den finska lappmarken (Laamanen, 1972) vilka endast utgör omkring 1/10 av de nämnda nedfallsvärdena. Detta belyser de allvarliga konsekvenserna av urbanise— ring och industrialisering.

Kadmium tas lätt upp av vissa växter, inklusive växande gröda som vete, havre och ris. Det finns inga säkra data som belyser hur halterna i naturen och vissa av våra baslivsmedel, t ex vete, ökat med åren. En nyligen publicerad undersökning från Sverige (Kjellström et al., 1975) talar dock för att kadmiumhalten i vete kan ha fördubblats under en femtioårsperiod. Gelting och Pontén, 1971, Visade på en ungefär motsvarande ökning av kadmiumhalten i mossa under i stort sett samma tidsperiod. De lägsta kadmiumhalter i ris som i Japan har gett upphov till medicinska effekter av kadmium är omkring

0,3 ug/g ris, vilket kan jämföras med den nu- varande svenska halten på ca 0,05 ug/g vete. Tillskottet från kolkraftverket enligt alternativ IV här beräknats bli genomsnittligt omkring 140 ug/m och år inom ett område upp till 10 km från kraftverket. Lokalt kan säkert ett betydligt större nedfall förekomma beroende på avstånd, topografi och meteorologiska förhållanden.

Den kadmiumexposition som människan redan idag ut— sätts för leder till en livslång ackumulation av kadmium i främst njurarna. Säkerhetsmarginalerna till njurhalter som kan medföra skador är små, i Sverige genomsnittligt måhända en faktor fem eller sex, i USA en faktor fyra och i stora delar av Japan en faktor omkring två. Med den stora individuella spridning som föreligger får man räkna med att många individer redan nu kan ligga nära effektnivån.

Om kol med höga metallhalter utnyttjas och särskilt om kraftverket förläggs i ett jordbruks— distrikt, måste kadmiumexpositionen på lång sikt bedömas som allvarlig. Det bör påpekas att japanska erfarenheter visat att när jorden väl förorenats med kadmium finns det för närvarande inga realistiska möjligheter att avlägsna föroreningarna. Betydelsen av att använda begrepp som kollektivdos och dosintäckning blir också uppenbar.

Det kvicksilver som emitteras från industrier och kraftverk förekommer huvudsakligen som metalliskt kvicksilver i ångform. Inandning av luft med de mycket låga kvicksilverhalter som kan beräknas uppkomma blir utan betydelse ur medicinsk synpunkt även vid det mest ogynnsamma kraftverksalternativet. Problemet är att det oorganiska kvicksilvret via framför allt regn— vatten deponeras i sjöar och efter metylering anrikas i fisk.

Synpunkter på kvicksilvrets omsättning i naturen har lämnats i del 2. Här skall endast konstateras att i Sverige finns ett betydande antal sjöar, där metylkvicksilverhalten i fisk är förhöjd med värden i vissa fall överstigande l mg/kg, med— förande s k svartlistning, dvs förbud att saluföra fisk från sådana sjöar. I andra fall har halter på 0,5—l mg/kg uppmätts, vilket innebär att enligt livsmedelsverkets kostrekommendationer sådan fisk får ätas högst en gång per vecka. Det är också klart att halterna i fisk är förhöjda i närheten av punktkällor som emitterar kvicksilver, men sambandet är ännu så länge inte i detalj klarlagt.

Tabell 4.7:5 Beräknat tillskott av vissa metaller (ng/m3, vintermedelvärden) till omgivningsluften från fyra fossileldade kraftverk.

OLJEELDADE KRAFTVERK KOLELDADE KRAFTVERK

1000 MWel 2000 MWel 1000 MWel 2000 MWel Skorstens— Skorstens— Skorstens— Skorstens— höjd 180 m höjd 250 m höjd 180 m höjd 250 m Rökgasrening Ingen rening av Rökgasrening Rökgasrening rökgaserna Låg metall— Hög metall— halt halt (Alt. 1) (Alt. II) (Alt. III) (Alt. IV) ________.______..__________________________________________________..._______ Arsenik 0.0005 0.015 0.046 0.70 Kadmium (0.00013 (0.0038 0.0008 0.15 Krom 0.0005 0.013 1.9 8.6 Bly 0.008 0.23 0.10 3.0 Mangan 0.0008 0.024 0.38 1.4 Kvicksilver 0.00004 0.00055 0.098 0.48 Nickel 0.13 3.9 0.04 0.86 Vanadin 0.44 13 0.053 4.0

”mmm—.___.—

Tabell 4.7:6 Beräknat genomsnittligt stoftnedfall (metaller i ug/m2 och år) inom 10 km från två koleldade kraftverk.

___—"W

2000 MWel Skorstens— höjd 250 m

Rökgasrening Låg metall—

halt

(Ei_Alt. III)1

2000 MWel Skorstens— höjd 250 m Rökgasrening Hög metall— halt (Alt. IV)

___—_W—

Arsenik Kadmium Krom

Mangan Nickel

Vanadin

41 0.69 1700

90

340

39

48

620 140 8000 2700 1300 790 3500

___—__M—

1) Detta alternativ är detsamma som Alt. IV förutom att man antagit den låga metallhalten i kolet enligt Alt. III.

Då det gäller att värdera risken av de kvicksilver— emissioner som kan bli aktuella, så är det egentligen endast emissionen från kolkraftverken som kan beräknas få en medicinsk betydelse. Emissionen från ett enda kraftverk som använder kol med hög metallhalt blir extremt hög, bortåt 6 ton per år, vilket är mer än ett beräknat totalt utsläpp i nuläget från nio kloralkali- industrier, ett stort smältverk och samtliga sopförbränningsanstalter. Även utsläppet från kolkraftverk med låg metallhalt, ca 600 kg kvicksilver per år, får bedömas som högt. Här bör också tilläggas att de halter kvicksilver i kol som antagits för det kraftverk som använder kol med hög metallhalt inte på något sätt med säkerhet får bedömas som maximala. Amerikanska data, som refererats i del 2, kan tala för att under vissa extrema fall kvicksilverhalter i kol kan förekomma som är 10—100 gånger högre än det högsta alternativ som räknats med i föreliggande utredning.

Det är inte möjligt att göra en exakt beräkning av vilka konsekvenser kvicksilverutsläppen kan få. I den tekniska utredningen i del 2 har man dock uppskattat att vid ett pH på ca 5 i sjöarna skulle ett kvicksilvernedfall inom ett relativt begränsat närområde kunna medföra en ökning av halten metylkvicksilver i fisk med omkring 0,4 mg per kg fisk. Det är dock möjligt att ett sådant tillskott kan sträcka sig väsentligt längre bort, om man räknar med att kvicksilver som deponerats primärt på land efter en tid avdunstar. Detta innebär att till slut mer eller mindre samtligt emitterat kvicksilver kommer att hamna i sjöar, varifrån någon reemission inte sker på samma sätt. Under antagandet av ett högre pH i sjöarna och en uttvättning som först sker inom längre avstånd från kolkraftverket och utan någon nämnvärd reemission från markytan, skulle tillskottet bli väsentligt lägre, men kommer att drabba en väsentligt större befolkning.

En sammanfattande bedömning av kvicksilverfrågan visar på uppenbara risker för medicinska effekter vid användning av kol med hög kvicksilverhalt. Även emissionen från kolkraftverk med lägre kvicksilverhalt måste betraktas som betydande. Skulle därtill kol med ännu högre kvicksilverhalt komma till användning, vilket vissa amerikanska data skulle kunna tala för, kan situationen bli synnerligen allvarlig.

4.7.9 SLUTVÄRDERING*

De allmänna luftföroreningarna kan medföra betydande hälsoproblem för stora befolknings- grupper. Medicinska effekter har iakttagits alltifrån en ökad akut dödlighet vid smogepisoder till upplevelser av besvär och obehag, där det är svårt att i annat än allmänna termer värdera inverkan på hälsan. Mellan dessa ytterligheter finns ett brett spektrum av effekter av olika allvarlighetsgrad: lungcancer, möjligen även andra former av cancer, akuta och kroniska luftvägssjukdomar, systemtoxiska effekter. Ofta är det personer med redan existerande sjukdomar från exempelvis hjärta eller lungor, eller med allergiska manifestationer, som drabbas. Per— soner med ökad känslighet till följd av sjukdom utgör en betydande del av populationen.

Slutsatserna att städernas luftföroreningar givit upphov till kroniska skador, bl a lung— cancer, bygger på erfarenheter från tidigare år då expositionen delvis var en annan än nu. Det finns emellertid starka skäl antaga att även i nuläget förbränningsprodukter från fossila bränslen kan medföra betydande hälsorisker och bl a bidra till uppkomst av lungcancer. Det är vidare möjligt att luftföroreningarna också bidragit till den påtagliga ökning i total cancerincidens som iakttagits i Sverige under senare år. Situationen i många svenska tätorter måste idag bedömas vara sådan att stora möjlig— heter föreligger att även andra skador på luft— vägarna kan uppkomma till följd av exposition för luftvägsirriterande substanser. Särskilt ifråga om kvävedioxid föreligger idag till följd av bilismen en situation som måste bedömas som högst otillfredsställande. Det finns starka skäl antaga att ett inte obetydligt antal personer påverkas ogynnsamt av de kvävedioxidhalter som uppkommer under högtrafik och vid låga vind— hastigheter. Hur allvarliga och omfattande dessa medicinska effekter är, kan inte avgöras på grundval av det kunskapsmaterial som idag står till förfogande.

Det går inte att i detalj avgöra hur omfattande de medicinska effekterna kan komma att bli till följd av det tillskott av luftföroreningar som en utbyggnad av fossileldade kraftverk kommer att medföra. Rökgaserna innehåller cancerogena och cocancerogena substanser men den totala cancerogena potentialen är överhuvudtaget inte studerad, än mindre känd.

* Se även avsnitt 4.7.2.

Den förväntade kvävedioxidemissionen blir bety— dande. Framförallt från kolkraftverk kommer detta tillskott till basnivån i närliggande städer tidvis att medföra förhållanden, där risken för medicinska effekter är uppenbar. Svaveldioxidhalterna inom närområdet synes i och för sig bli av relativt underordnad betydelse. Kunskaperna om effekter till följd av eventuell omvandling till sura sulfatpartiklar är dock inte känd.

Metallemissionerna från koleldade kraftverk blir under vissa antaganden extremt höga och förväntas kunna ge upphov till medicinska effekter på lång sikt, särskilt om hänsyn tages till en samlad exposition från ett flertal sådana kraftverk. Av särskild betydelse ur medicinsk synpunkt synes emissionen av kadmium och kvicksilver vara.

Sammanfattningsvis synes det uppenbart att användning av fossileldade kraftverk med dagens teknik, och särskilt då kolkraftverk, kommer att medföra en betydande försämring av en redan allvarlig luftföroreningssituation. Den medi- cinska konsekvensen av denna försämrade situa— tion kan inte i detalj förutses, men måste mot bakgrund av totalt tillgänglig information och erfarenhet bedömas som allvarlig.

På åtgärdssidan måste givetvis alla ansträng— ningar vidtagas för att minska utsläppen av luftföroreningar. Lika nödvändigt är det emeller- tid att i ett brett upplagt forskningsprogram täcka så mycket som möjligt av de kunskapsluckor som föreligger rörande luftföroreningarnas effekter. Detta erfordras dels för att få bästa tänkbara underlag för tekniska åtgärder, och dels för att genom ökad kunskap skapa underlag för nödvändiga administrativa beslut rörande bl a acceptabla luftföroreningsnivåer.

Mot bakgrunden av de värderingar som gjorts måste det bedömas som angeläget att i olika modellsystem studera risken för uppkomst av cancer från såväl enskilda substanser som kombi- nationer av ämnen. Effekterna av luftvägsirrite— rande substanser och kanske framför allt be- tydelsen av den långsiktiga ackumulationen av metaller måste också utredas.

Av lika stor betydelse är initieringen av ett långsiktigt program för epidemiologisk övervak— ning. Resurser för såväl epidemiologisk forsk— ning som övervakning saknas i nuläget praktiskt taget helt såväl vid de medicinska fakulteterna som vid de statliga utrednings— och forsknings— organen.

Den forsknings- och utredningsverksamhet inom miljömedicin som oundgängligen måste initieras bör i största möjliga utsträckning bedrivas i internationellt samarbete.

4.8 REFERENCES

4.8.1 GENERAL REFERENCES

CASARETT L J and DOULL J (eds): "Toxicology, The Basic Science of Poisons". Mac Millan Publishing Co., New York, 1975.

EHRENBERG L: Genetic toxicity of environmental chemicals. Genetica &: 367—398, 1974.

FLETCHER C, PETO R, TINKER C and SPEIZER F E (eds): "The Natural History of Chronic Bronchitis and Emphysema. An Eight-year Study of Early Chronic Obstructive Lung Disease in Working Men in London." Oxford University Press, New York, Toronto, 1976.

FRIBERG L and RYLANDER R (eds): "Environmental Medicine. A Textbook in Hygiene." Scandinavian University Books, ISBN 91—24—25 999—3, Esselte Studium, 1976. (In Swedish)

GOLDSTEIN A, ARONOCO L and KALMAN S M (eds): "Principles of Drug Action." (chapters 10, 11, 12) Harper & Row, New York, 1969.

HOLLANDER A (ed): "Chemical Mutagens." Vol. I— II, 610 p, 1971. Vol. III, 304 p, 1973. Plenum Press, New York and London.

KARBE E and PARK J F (eds): "Experimental Lung Cancer, Carcinogenesis and Bioassays." Springer— Verlag, Berlin, Heidelberg, New York, 1974.

NORDBERG G F (ed): "Effects and Dose-Response Relationships of Toxic Metals." Elsevier, Amsterdam, 1976.

SEARLE C E: "Chemical Carcinogens." ACS Monograph 173, American Chemical Society, Washington, D.C., 1976.

STERN A C: Air pollution. 3rd edition, vol. III. Measuring, Monitoring, and Surveillance of Air Pollution. Academic Press, New York, San Francisco, London, 1976.

SUTTON H E and HARRIS M I (eds): "Mutagenic Effects of Environmental Contaminants." 195 p. Academic Press, New York and London, 1972.

WHO: "Radiation Hazards in Perspective." Third report of the expert committee on radiation. Techn. Rep. Ser. No. 248, 1962.

WHO: "Urban Air Pollution with Particular Reference to Motor Vehicles." Report of a WHO expert committee. Techn. Rep. Ser. No. 410, 1969.

WHO: "Evaluation of Certain Food Additives and the Contaminants Mercury, Lead, and Cadmium." sixteenth report of the joint FAO/WHO expert committee on food additives. Techn. Rep. Ser. No. 505, 1972

WHO: "Air Quality Criteria and Guides for Urban Air Pollutants." Report of a WHO expert committee. Techn. Rep. Ser. No. 506, 1972.

WHO: "Selected Methods of Measuring Air Pollutants." Published under the joint sponsorship of the United Nations Environment Programme and WHO. WHO offset publication No. 24, 1976.

4.8.2 SPECIFIC REFERENCES

ABE M: Effects of mixed N02—502 gas on human pulmonary functions - Effects of air pollution on the human body. Bull. Tokyo Med. Dent. Univ. 14: 415—433, 1967. _

ABERG B, EKMAN L, FALK R, GREITZ U, PERSSON G a383SNIHS J—O: Metabolism of methyl mercury ( Hg) compounds in man. Excretion and distribu— tion. Arch. Environ. Health 12: 478—484, 1969.

ACTON J D and MYRVIK Q N: Nitrogen dioxide effects on alveolar macrophages. Arch. Environ. Health 23: 48—52, 1972.

AHLBERG J, RAMEL C and WACHTMEISTER C A: Organo— lead compounds shown to be genetically active. Ambio 1: 29—31, 1972.

ALARIE Y C, KRUMM A A, BUSEY W M, ULRICH C E and KANTZ R J: Long—term exposure to sulfur dioxide, sulfuric acid mist, fly ash, and their mixtures. Arch. Environ. Health 30: 254—262, 1975.

ALEXANDER F W, DELVES H T and CLAYTON B E: The uptake and excretion by children of lead and other contaminants. In: "Environmental Health Aspects of Lead." Commission of European Commu— nities Directorate General for Dissemination of Knowledge, Center for Information and Documenta— tion, CID, Luxembourg, pp 319—331, 1973.

AL—SHAHRISTANI H and SHIHAB K M: Variation of biological half-life of methylmercury in man. Arch. Environ. Health 28: 342—344, 1974.

AMDUR M 0: The respiratory response of guinea pigs to sulfur dioxide. Amer. Ind. Hyg. Assoc. Q. 18: 149-155, 1957.

AMDUR M 0: Aerosols formed by oxidation of sulfur dioxide. Review of their toxicology. Arch. Environ. Health 23: 459—468, 1971.

ANDERSEN I, LUNDQVIST G R, JENSEN P L and PROCTOR D F: Human response to controlled levels of sulfur dioxide. Arch. Environ. Health 28: 31— 39, 1974.

ANDERSON E W, ANDELMAN R J, STRAUCH J M, FOTUIN N J and KNELSON J H: Effect of low-level carbon monoxide exposure on onset and duration of

angina pectoris. Ann. Intern. Med. 12: 46—50, 1973.

ARANYI C and EHRLICH R: "Scanning Electron Microscopic Examination of the In Vivo Effects of Air Pollutants on Pulmonary Systems." IITRI Report No. L6070—2, EPA Contract No. 68—02—0761, October, 1973.

ARNER E C and RHOADES R A: Long—term nitrogen dioxide exposure. Arch. Environ. Health 22: 156—163, 1973.

ASHLEY D J B: The distribution of lung cancer and bronchitis in England and Wales. Brit. J. Cancer 21: 243—259, 1967.

ASTRUP P, KJELDSEN K and WANSTRUP J: Enhancing influence of carbon monoxide on the development of atheromatosis in cholesterol—fed rabbits. J. Atheroscler. Res. 1: 343—354, 1967.

AUERBACH C: The mutagenic mode of action of formalin. Science 110: 419—420, 1949.

AUERBACH C and RAMSAY D: Analysis of a case of mutagen specificity in Neurospora crassa. I. Dose—response curves. Mol. Gen. Genet. 103: 72—104, 1968.

AUERBACH C and KILBEY B J: Mutation in eukaryotes. Ann. Rev. Genet. &: 163—218, 1971.

AYRES S M, GIANNELLI JR 5 and MUELLER H: Myo— cardial and systemic responses to carboxyhemo— globin. Ann. N.Y. Acad. Sci. 174: 268—293, 1970.

BAETJER A M, LOWNEY J F, STEFFEE H and BUDACZ V: Effect of chromium on incidence of lung tumors in mice and rats. A.M.A. Arch. Ind. Health 20: 124—135, 1959.

BAKIR F, DAMLUJI S F, AMIN—ZAKI L, MURTADHA M, KHALIDI A, AL—RAWI N Y, TIKRITI S, DHAHIR H I, CLARKSON T W, SMITH J C and DOHERTY R A: Methyl— mercury poisoning in Iraq. An interuniversity report. Science 181: 230-241, 1973.

BALCHUM 0 J, BUCKLEY R D, SHERWIN R and GARDNER M: Nitrogen dioxide inhalation and lung anti— bodies. Arch. Environ. Health 12: 274—277, 1965.

BARRY P S 1: A comparison of concentrations of lead in human tissues. Brit. J. Ind. Med. 32: 119—139, 1975.

BERGLUND F, BERLIN M, BIRKE G, CEDERLÖF R, von EULER U, FRIBERG L, HOLMSTEDT B, JONSSON E, LUNING K G, RAMEL c, SKERFVING s, SWENSSON Å and TEJNING S: Methyl mercury in fish. Nord. Hyg. Tidskr. Suppl. 4, 1971. (Published in Swedish, Nord. Hyg. Tidskr. Suppl. 3, 1970).

BERGOGLIO R M: Mortalidad por cäncer en zonas de aguas arsenicales de la provincia de Cördoba, Republica Argentina. Contribuciön a la patologia regional del cäncer. Pren. Med. Argent. 21: 994—998, 1964.

BEST E W R: A Canadian Study of Smoking and Health, 137 pp. Department of National Health and Welfare, Ottawa, 1966.

BIDSTRUP P L and CASE R A M: Carcinoma of the lung in workmen in the bichromates—producing industry in Great Britain. Brit. J. Ind. Med. 13: 260—264, 1956.

BIRMINGHAM D J, KEY M MkaOLADAY D A and PERONE V E: An outbreak of arsenical dermatoses in a

mining community. Arch. Dermatol. 91: 457—464, 1965. __

BLAIR W H, HENRY M C and EHRLICH R: chronic toxicity of nitrogen dioxide. II. Effects on histopathology of lung tissue. Arch. Environ. Health 18: 186—192, 1969.

BLOT W J and FRAUMENI J F: Geographic patterns of lung cancer: Industrial correlations. Amer. J. Epidemiol. 103: 539—550, 1976. BOLANOWSKA W: Distribution and excretion of triethyllead in rats. Brit. J. Ind. Med. 25: 203-208, 1968.

BOYLAND E: The biological examination of carcino— genic substances. Brit. Med. Bull. 15: 93—98, 1958.

BRAIN J D, KNUDSON D E, SOROKIN S P and DAVIS M A: Pulmonary distribution of particles given by intratracheal instillation or by aerosol inhala— tion. Environ. Res. 11: 13-33, 1976.

BRYAN W R and SHIMKIN M E: Quantitative analysis of dose—response data obtained with three carcinogenic hydrocarbons in strain C3H male mice. J. Natl. Cancer Inst. 3: 503—531, 1942/43. BUCKLEY R D and BALCHUM 0 J: Acute and chronic exposures to nitrogen dioxide; Effects on oxygen consumption and enzyme activity on guinea pig tissues. Arch. Environ. Health 12: 220—223, 1965.

BUCKLEY R D and BALCHUM 0 J: Enzyme alterations following nitrogen dioxide exposure. Arch. Environ. Health 15: 687—692, 1967.

BÖHME H: Streptomycin—abhängige Mutanten von Proteus mirabilis und ihre Verwendung in Muta— tionsversuchen mit Manganchlorid. Biol. Zentralbl. 89: 5-32, 1961.

CAMNER P, HELLSTRÖM P-Å and PHILIPSON K: Carbon dust and mucociliary transport. Arch. Environ. Health 22: 294—296, 1973.

CARNOW B W and MEIER P: Air pollution and pulmonary cancer. Arch. Environ. Health 21: 207—218, 1973.

CARNOW B W and MEIER P: Personal communication at an informal meeting on the health effect of air pollution, Institute of Environmental Medicine, New York University Medical Center, September 27, 1976. Department of Occupational and Environmental Medicine, University of Illinois, School of Public Health, Chicago, Illinois 60600, USA.

CEDERLÖF R, FRIBERG L and LUNDMAN T: "The Interactions of Smoking, Environment and Heredity and their Implications for Disease Etiology. A Report of Epidemiological Studies on the Swedish Twin Registries." 1977, to be published in Acta Med. Scand., Suppl. 612.

CEDERLÖF R, FRIBERG L, HRUBEC Z and LORICH U: "The Relationship of Smoking and Some Social Covariables to Mortality and Cancer Morbidity. A Ten—Year Follow—up in a Probability Sample of 55 000 Swedish Subjects Age 18 to 69." The Department of Environmental Hygiene, The Karolinska Institute, Stockholm, 1975.

CEDERLÖF R, FRIBERG L, JONSSON E, KAIJ L and LINDVALL T: Studies of annoyance connected with offensive smell from a sulphate cellulose factory. Nord. Hyg. Tidskr. 52: 39—48, 1964.

CHAMBERLAIN A C, CLOUGH W S, HEARD M J, NEWTON P, STOTT A N B and WELLS A C: Uptake of inhaled lead from motor exhaust. Postgrad. Med. J. ål: 790—794, 1975.

CHEN C, KUSUMOTO S and NAKAJIMA T: Studies of the recovery process of histopathological changes of the respiratory organs of mice after exposure to NO . Proc. Osaka Pref. Inst. Public Health

10: 43—49, 1972. In Japanese and English, TR- 256—74.

CHESS: CHESS measurement methods, precision of measurements, and quality control. In: "Health Consequences of Sulfur Oxides." EPA-650/174004, pp A3—A32. U.S. Environmental Protection Agency, 1974.

CHEVALIER R B, KRUMHOLZ R A and ROSS J C: Reaction of nonsmokers to carbon monoxide inhalation: cardiopulmonary responses at rest and during exercise. J. Amer. Med. Assoc. 128: 1061—1064, 1966.

COBURN R F, FORSTER R E and KANE P E: Considera— tions of the physiological variables that determine the blood carboxyhemoglobin concentra- tion in man. J. Clin. Invest. ii: 1899—1910, 1965.

COFFIN D L, GARDNER D E and BLOMMER E J: Time- dose response for nitrogen dioxide exposure in an infectivity model system. Environ. Health Perspect. 12: 11—15, 1976.

COHEN 5 I, DEANE M and GOLDSMITH J R: Carbon monoxide and survival from myocardial infarction. Arch. Environ. Health 12: 510—517, 1969.

COLLEY J R T and REID D D: Urban and social origins of childhood bronchitis in England and Wales. Brit. Med. J. 2: 213—217, 1970.

COMAR C L and SAGAN L A: Health effects of energy production and conversion. Ann. Rev. Energy 1: 581—600, 1976.

CORN M, KOTSKO N, STANTON D, BELL W and THOMAS A P: Response of cats to inhaled mixtures of 502 and SOZ—NaCl aerosol in air. Arch. Environ.

Health 25: 248—256, 1972.

CRAMER W and STOWELL R E: On the quantitative evaluation of experimental skin carcinogenesis by methylcholanthrene. The factors of dosage, time, spacing of applications, and the multipli— city of the carcinogenic response. Cancer Res. 3: 668—681, 1943.

CREMER J E: Toxicology and biochemistry of alkyl lead compounds. Occup. Health Rev. 11: 14—19, 1965.

CRUMP K S, HOEL D G, LANGLEY, C H and PETO R: Fundamental carcinogenic processes and their implications for low dose risk assessment. Cancer Res. 32: 2973—2979, 1976.

DALHAMN T: Mucous flow and ciliary activity in the trachea of healthy rats and rats exposed to respiratory irritant gases. Acta Physiol. Scand. åå: Suppl. 123, 1—161, 1956.

DAVIDSON J T, LILLINGTON G A, HAYDON G B and WASSERMAN K: Physiologie changes in the lungs of rabbits continuously exposed to nitrogen dioxide. Amer. Rev. Resp. Dis. 22: 790—796, 1967.

DEAN G: Lung cancer among white South Africans. Brit. Med. J. 2: 852—857, 1959.

DEAN G: Lung cancer in South Africans and British immigrants. Proc. Roy. Soc. Med. 21: 984-987, 1964.

DEICHMANN W B, MAC DONALD W E, LAMPE K F, DRESSLER I and ANDERSON W A D: Nitro—olefins as potential carcinogens in air pollution. Ind. Med. Surg. 33: 800—807, 1965.

DEMEREC M: Mutations induced by carcinogens. Brit. J. Cancer 2: 114—117, 1948.

DEMEREC M and HANSON J: Mutagenic action of manganous chloride. Cold Spring Harbor Symp. Quant. Biol. 16: 215—228, 1951.

DOLL R and HILL A B: Mortality in relation to smoking: ten years' observations of British doctors. Brit. Med. J. 1: 1399—1410, 1460—1467, 1964.

DOLL R and PETO R: Mortality in relation to smoking: 20 years' observations on male British doctors. Brit. Med. J. 2: 1525—1536, 1976.

DOLL R, FISCHER R E W, GAMMON E J, GUNN W, HUGHES G 0, TYRER F H and WILSON W: Mortality of gasworkers with special reference to cancers of the lung and bladder, chronic bronchitis, and pneumoconiosis. Brit. J. Ind. Med. 22: 1—12, 1965.

DOUGLAS J W B and WALLER R E: Air pollution and respiratory infection in children. Brit. J. Prev. Soc. Med. 29: 1—8, 1966.

DOUGLAS C G, HALDANE J S and HALDANE J B S: The laws of combination of haemoglobin with carbon monoxide and oxygen. J. Physiol. 53: 275—304, 1912.

DRUCKREY H: Quantitative aspects in chemical carcinogenesis. In: "Potential Carcinogenic Hazards from Drugs." (R Truhaut, ed) UICC Monograph Series, Springer—Verlag, Berlin, Heidelberg, New York, Vol. 7, pp 60—78, 1967.

DRUCKREY H, KRUSE H, PREUSSMANN R, IVANKOVIC 5 and LANDSCHUTZ CH: Cancerogene alkylierende Substanzen III. Alkyl—halogenide, —sulfate, -sulfonate und ringgespannte Heterocyclen. Z. Krebsforsch. Zi: 241—270, 1970.

DUBOIS A B and DAUTREBANDE L: Acute effects of breathing inert dust particles and of carbachol aerosol on the mechanical characteristics of the lungs in man. Changes in response after inhaling sympathomimetic aerosols. J. Clin. Invest. 31: 1746—1755, 1958.

DUCOFF H S, NEAL W B, STRAUBE R L, JACOBSON L 0 and BRUES A M: Biological studies with arsenic. II. Excretion and tissue localization. Proc.

Soc. Exp. Biol. Med. 22: 548—557, 1948.

EASTCOTT D F: The epidemiology of lung cancer in New Zealand. Lancet 1: 37—39, 1956.

EHRENBERG L, OSTERMAN—GOLKAR S, SINGH D and LUNDQVIST U: On the reaction, kinetics and mutagenic activity of methylating and B- halogenoethylating gasoline additives. Radiat. Bot. 15: 185—194, 1974.

EHRENBERG L, CALLEMAN C, OSTERMAN—GOLKAR S, SEGERBÄCK D and SVENSSON K: Evaluation of genetic risks of alkylating agents: III: In vivo alkylation of haemoglobin after metabolic con— version of ethylene to ethylene oxide. To be published.

EHRLICH R: Effect of nitrogen dioxide on resistance to respiratory infection. Bact. Rev. 39: 604— 614, 1966.

EHRLICH R and HENRY M C: Chronic toxicity of nitrogen dioxide. I. Effect on resistance to

bacterial pneumonia. Arch. Environ. Health 11: 860—865, 1968.

EINHORN J and LARSSON L G, Department of Radiology, The Karolinska Hospital, 10401 Stockholm. Un— published data.

ELINDER c-c, KJELLSTRÖM T, LIND B, LINNMAN L and FRIBERG L: Cadmium and zinc concentration in kidney cortex, liver and pancreas from Swedish autopsies. Arch. Environ. Health 31: 292—302, 1976.

ELSTAD D: Manganese content in chimney smoke as a contributing cause of pneumonia epidemics in an industrial area. Nord. Med. 3: 2527—2533, 1939. (In Norwegian with summary in English).

EPA: Scientific and technical assessment report on particulate polycyclic organic matter (PPOM). Epa—600/6—74—001, US Environmental Protection Agency Office of Research and Development, Washington, D.C., 1975.

ERICSSON J and RINGERTZ N: Trends of the cancer incidence in Sweden 1959—1968 and comparison with the mortality. Läkartidningen 69: 5907-5916, 1972. (In Swedish). _

EVANS M J, STEPHENS R J, CABRAL L J and FREEMAN G: Cell renewal in the lungs of rats exposed to low levels of N02. Arch. Environ. Health 24: 180—188, 1972.

EVANS M J, CABRAL L J, STEPHENS R J and FREEMAN G: Cell division of alveolar macrophages in rat lung following exposure to N02. Amer. J. Pathol. 10: 199-208, 1973.

FELDMAN Y G: The combined action on a human body of a mixture of the main components of motor traffic exhaust gases (carbon monoxide, nitrogen

dioxide, formaldehyde and hexane). Gig. Sanit. 12: 7—10, 1974.

FERIN J and LEACH L J: The effect of 502 on lung clearance of TiO particles in rats. Amer. Ind. Hyg. Assoc. J. &_: 260—263, 1973.

FERRIS E G, BURGESS W A and WORCESTER J: Prevalence of chronic respiratory disease in a pulp mill and a paper mill in the United States. Brit. J. Ind. Med. 24: 26—27, 1967.

FINE D H, ROUNBEHLER D P, BELCHER N M and EPSTEIN S S: N—nitroso compounds: Detection in ambient air. Science 192: 1328—1330, 1976.

FIRKET J: Sur les causes des accidents survenus dans la vallée de la Meuse, lors des brouillards de décembre 1930. Bull. Acad. Roy. Med. Belg. 11: 683—741, 1931.

FISHBEIN L, FLAMM W G and FALK H L: "Chemical Mutagens. Environmental Effects on Biological Systems." Academic Press, New York and London, 1970.

FRANK N R, AMDUR M 0 and WHITTENBERGER J L: A comparison of the acute effects of SO ad- ministered alone or in combination wiåh NaCl particles on the respiratory mechanics of healthy adults. Int. J. Air Water Pollut. 8: 125—133, 1964. _

FRANK N R, AMDUR M 0, WORCESTER J and WHITTEN- BERGER J L: Effects of acute controlled exposure to SO on respiratory mechanics in healthy male adults. J. Appl. Physiol. 11: 252-258, 1962.

FREEMAN G and HAYDON G B: Emphysema after low- level exposure to NOZ' Arch. Environ. Health &: 125—128, 1964.

FREEMAN G and JUHOS L: "Biological Effects of Trace Substances and Tobacco Smoke Interaction with Nitrogen Oxides." Environmental Protection Agency Contract No. 68—02—1243, SRI Project LSU— 2779, Stanford Research Institute, Menlo Park, California, 1973.

FREEMAN G, CRANE 5 C and STEPHENS R J: Patho— genesis of the nitrogen dioxide—induced lesion in the rat lung: A review and presentation of new observations. Amer. Rev. Resp. Dis. 98: 429—443, 196821. —

FREEMAN G, FURIOSI N J and HAYDON G B: Effects of continuous exposure of 0.8 ppm NO on respira— tion of rats. Arch. Environ. Health 3: 454—456, 1966. _

FREEMAN G, CRANE S C, STEPHENS R J and FURIOSI N J: Environmental factors in emphysema and a model system with NOZ' Yale J. Biol. Med. 50: 566—575, 1968b.

FREEMAN G, CRANE S C, STEPHENS R J and FURIOSI N J: The subacute nitrogen dioxide—induced lesion of the rat lung. Arch. Environ. Health 18: 609— 612, 1969.

FREEMAN G, CRANE 5 C, FURIOSI N J, STEPHENS R J, EVANS M J and MOORE W D: Covert reduction in ventilatory surface in rats during prolonged exposure to subacute NOZ' Amer. Rev. Resp. Dis.

106: 563—579, 1972.

FRIBERG L and VOSTAL J: "Mercury in the Environ- ment. An Epidemiological and Toxicological Appraisal." CRC Press, Cleveland, 1972.

FRIBERG L, JONSSON E and CEDERLÖF R: Studies on sanitary nuisance of smoke from a sulphate cellulose factory (I). An interview study. Nord. Hyg. Tidskr. 41: 41—49, 1960. (In Swedish, English summaf?)

FRIBERG L, PISCATOR M, NORDBERG G and KJELLSTRÖM T: "Cadmium in the Environment." 2nd ed. CRC Press, Cleveland, 1974.

FRIBERG L, KJELLSTRÖM T, NORDBERG G and PISCATOR M: Cadmium in the Environment. III. EPA—650/2— 75—049, Washington, D.C., 1975.

FUKASE O, ISOMURA K and WATANABE H: Effects of nitrogen oxides on peroxitative metabolism of mouse lung. J. Japan Soc. Air Pollut. 11: 65—

69, 1976. (In Japanese).

FURIOSI N J, CRANE S C and FREEMAN G: Mixed sodium chloride aerosol and nitrogen dioxide in air. Biological effects on monkeys and rats. Arch. Environ. Health 21: 405—408, 1973.

GARDNER D E, HOLZMAN R C and COFFIN D L: Effects of nitrogen dioxide on pulmonary cell population. J. Bacteriol. 28: 1041—1042, 1969.

GARDNER D E, MILLER F J, BLOMMER E J and COFFIN D L: Influence of exposure mode on the toxicity of NOZ' In: "Proceedings of the International Symposium on Photochemical Oxidant Pollution and its Control." 1976, in press.

GELBOIN H V: Mechanisms of induction of drug metabolism enzymes. In: "Fundamentals of Drug Metabolism and Drug Disposition." (B N LaDu, H G Mandel and E L Way, eds) Williams and Wilkins, Baltimore, pp 279—307, 1971.

GELTING G and PONTEN A: Heavy metal pollution in the Uppsala area. Dept. of Plant Biology, Institute of Plant Biology, Uppsala, 1971. (Internal report; in Swedish).

GILMAN J P W: Metal carcinogenesis. II. A study on the carcinogenic activity of cobalt, copper, iron, and nickel compounds. Cancer Res. 23: 158—162, 1962.

GIORDANO A M and MORROW P E: chronic low-level nitrogen dioxide exposure and mucociliary clearance. Arch. Environ. Health 22: 443—449, 1972.

GOLDSMITH J R and HEXTER A C: Respiratory exposure to lead: Epidemiological and experi— mental dose—response relationships. Science 158: 132—134, 1967.

GOLDSMITH J and FRIBERG L: Effects of air pollution on human health. In: "Air Pollution." (A C Stern, ed) Third edition, Vol. I. Academic Press, New York, 1977, in press.

GOLDSTEIN E, EAGLE M C and HOEPRICH P D: Effect of nitrogen dioxide on pulmonary bacterial defense mechanisms. Arch. Environ. Health 22: 202—204, 1973.

GRAYSON R R: Silage gas poisoning: Nitrogen dioxide pneumonia, a new disease in agricultural workers. Ann. Intern. Med. 32: 393—408, 1956.

GROSS S B, PFITZER E A, YEAGER D W and KEHOE R A: Lead in human tissues. Toxicol. Appl. Pharma— col. 32: 638—651, 1975.

GÖTHE C—J, ÖHMAN H and LINDSTEDT G: Exposure to airborne lead in city atmosphere. Work Environ. Health 10: 13—18, 1973.

HAAS Th, WIECK A G, SCHALLER K H, MACHE K and VALENTIN H: Die usuelle Bleibelastung bei Neugeborenen und ihren Möttern. Zentralbl. Bakteriol. Hyg. 155: 341—349, 1972.

HAEGER—ARONSEN B: Studies on urinary excretion of ö-aminolaevulic acid and other haem precursors in lead workers and lead—intoxicated rabbits. Scand. J. Clin. Lab. Invest. 12: Suppl. 47, 1— 128, 1960. _

HAENSZEL W and TAEUBER K E: Lung—cancer mortality as related to residence and smoking histories. II. White females. J. Natl. Cancer Inst. 32: 803—838, 1964.

HAENSZEL W, LOVELAND D B and SIRKEN M G: Lung— cancer mortality as related to residence and smoking histories. I. White males. J. Natl. Cancer Inst. åå: 947—1001, 1962.

HALDANE J: The action of carbonic oxide on man. J. Physiol. 18: 430—462, 1895.

HAMELIN C and CHUNG Y S: Optimal conditions for mutagenesis by ozone in Escherichia coli K12. Mutat. Res. 24: 271—279, 1974.

HAMILTON L D and MORRIS S C: Health effects of fossil fuel power plants. CONF—741018 National Technical Information Service, US Department of Commerce, Springfield, Virginia, pp 305—316, 1974.

HAMMOND E C: Smoking in relation to the death rates of one million men and women. In: "Epide— miological Approaches to the Study of Cancer and other Chronic Diseases." (W Haenszel, ed) Bethesda, Md. Natl. Cancer Inst. Monogr. No 19, p 127,

1966.

HAMMOND E C: Smoking habits and air pollution in relation to lung cancer. In: "Environmental Factors in Respiratory Disease." (D H K Lee, ed) Academic Press, New York, pp 177—198, 1972.

HAMMOND E C and HORN D: Smoking and death rates — report on forty-four months of follow—up on 187,783 men. II. Death rates by cause. J. Amer. Med. Assoc. 166: 1294—1308, 1958.

HAMMOND E C, SELIKOFF I J, LAWTHER P L and SEIDMAN H: Inhalation of benzpyrene and cancer in man. Ann. N.Y. Acad. Sci. 271: 116—124, 1976.

HATTORI S, TATEISHI R, HORAI T and NAKAJIMA T: Morphological changes in the bronchial alveolar system of mice following continuous exposure to NO2 and CO. J. Japan. Soc. Chest Dis. 10: 16- 22, 1972.

HENRY M C, EHRLICH R and BLAIR W H: Effect of nitrogen dioxide on resistance of squirrel monkeys to Klebsiella pneumoniae infection. Arch. Environ. Health 18: 580—587, 1969.

HENRY M C, FINDLAY J, SPANGLER J and EHRLICH R: chronic toxicity of NO2 in squirrel monkeys. III. Effect on resistance to bacterial and viral infection. Arch. Environ. Health 20: 566—570, 1970. _

HENSCHLER D, STIER A, BECK H and'NEUMAN W: Coal factory threshold of some important irritant gases and manifestations in man by low concentra— tion. Arch. Gewerbepathol. Gewerbehyg. (Berlin) 11: 547—570, 1960. (In German).

HERNBERG S: Biochemical, subclinical and clinical responses to lead and their relation to different exposure levels, as indicated by the concentra- tion of lead in blood. In: "Effects and Dose— Response Relationships of Toxic Metals." (G Nordberg, ed) Elsevier, Amsterdam, pp 404—415, 1976.

HEW: Smoking and Health. Report of advisory committee to the Surgeon General of the Public Health Service. U.S. Department of Health, Education and Welfare. U.S. Government Printing Office, Washington, D.C., No. 1103, 1964.

HEW: 1969 Supplement to HEW, The Health Con— sequences of Smoking. A Public Health Service Review: National Clearinghouse for Smoking and Health. U.S. Department of Health and Welfare, Public Health Service Publication No. 1696, 1967.

HEW: The Health Consequences of Smoking. A report of the Surgeon General, U.S. Department of Health, Education and Welfare. U.S. Govern— ment Printing Office, Washington, D.C. DHEW Publication No. (HSM) 71-7513, 1971.

HEXTER A C and GOLDSMITH J R: Carbon monoxide: association of community air pollution with mortality. Science 112: 265—267, 1971.

HICKEY R J, BOYCE D E, CLELLAND R C, BOWERS E J and SLATER P E: Demographic and chemical variables related to chronic disease mortality in man. Technical Report No. 15. Department of Statistics, The Wharton School, University of Pennsylvania, Philadelphia, 1976.

HIGGINS I T T; Trends in respiratory cancer mortality. In the United States and in England and Wales. Arch. Environ. Health 28: 121—129, 1974. _

HIGGINS I T T; Epidemiological evidence on the carcinogenic risk of air pollution. In: "Environ— mental Pollution and Carcinogenic Risks." (C Rosenfeld and W Davis, eds) Inserm Symposium Series 52; 41—52. IARC Scientific Publications No. 13, 1976.

HIGGINSON J: Importance of environmental factors in cancer. In: "Environmental Pollution and Carcinogenic Risks." (C Rosenfeld and W Davis, eds) Inserm Symposium Series 52: 15—24. IARC Scientific Publications No. 13, 1976.

HILL A B and FANING E L: Studies in the incidence of cancer in a factory handling inorganic compounds of arsenic. 1. Mortality experience in the factory. Brit. J. Ind. Med. i: 1—6, 1948.

HITOSUGI M: Epidemiological study of lung cancer with special reference to the effect of air pollution and smoking habit. Bull. Inst. Public Health 11: 237—256, 1968.

HOEL D G, GAYLOR D W, KIRSCHSTEIN R L, SAFFIOTTI U and SCHNEIDERMAN M A: Estimation of risks of irreversible, delayed toxicity. J. Toxicol. Environ. Health 1: 133-151, 1975.

HOLLAND W W and REID D D: The urban factor in chronic bronchitis. Lancet 1: 445—448, 1965.

HOLLAND W W and STONE R W: Respiratory disorder in United States east coast telephone men. Amer. J. Epidemiol. 82: 92-101, 1965.

HOLLAND W W, REID D D, SELTZER R and STONE R W: Respiratory disease in England and the United States. Studies of comparative prevalence. Arch. Environ. Health 19: 338—343, 1965.

HUEPER W C: Experimental studies in metal canceri— genesis. IX. Pulmonary lesions in guinea pigs and rats exposed to prolonged inhalation of powdered metallic nickel. Arch. Pathol. 22: 600—607, 1958.

HUSSAIN S and EHRENBERG L: Gene/mutagens: Dose- response relationship and significance for extrapolation to man. Proc. Sixth Ann. Meet. Europ. Environ. Mutagen Soc., Gernrode, 1977, in press.

IARC Monographs on the Evaluation of Carcino- genic Risk of Chemicals to Man. Vol. 1. Inter— national Agency for Research on Cancer, Lyon, 1972.

IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risk of Chemicals to Man. Certain Polycyclic Aromatic Hydrocarbons and Heterocyclic Com— pounds. Vol. 3. International Agency for Research on Cancer, Lyon, l973a.

IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risk of Chemicals to Man. Some Inorganic and Organometallic Compounds. Vol. 2. International Agency for Research on Cancer, Lyon, 1973b.

IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risk of Chemicals to Man. Some Anti—thyroid and Related Substances, Nitrofurans and Industrial Chemicals. Vol. 7. International Agency for Research on Cancer, Lyon, l974a.

IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risk of Chemicals to Man. Some Aromatic Amines, Hydrazine and Related Substances, N—nitroso Compounds and Miscellaneous Alkylating Agents. Vol. 4. International Agency for Research on Cancer, Lyon, 1974b.

IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risk of Chemicals to Man. Cadmium, Nickel, some Epoxides, Miscellaneous Industrial Chemicals and General Considerations on Volatile Anaesthetics. Vol. 11. International Agency for Research on Cancer, Lyon, 1976.

ICRP: "Report of Committee II on Permissible Dose for Internal Radiation." Recommendations of the International Commission on Radiological Protection. No. 2. Pergamon Press, New York, London, Paris and Los Angeles, 1959.

ITO K, MOTOMIYA K, YOSHIDA R, OTSU H and NAKAJIMA T: Effect of nitrogen dioxide in inhalation of influenza virus in mice. Japan. J. Hyg. 22: 304—314, 1971.

JONSSON E, DEANE M and SANDERS G: Community reactions to odors from pulp mills: A pilot study in Eureka, California. Environ. Res. 19: 249—270, 1975.

JONES H B and GRENDON A: Environmental factors in the origin of cancer and estimation of the possible hazard to man. Food Cosmet. Toxicol. 13: 251—268, 1975.

_KAHN H A: The Dorn study of smoking and mortality among US veterans: Report on eight and one—half years of observation. In: "Epidemiological Approaches to the Study of Cancer and other Chronic Diseases." (W Haenszel, ed) Bethesda. Nat. Cancer Inst. Monogr. No. 19, pp 1—125, 1966.

KELLO D and KOSTIAL K: The effect of milk diet on lead metabolism in rats. Environ. Res. 6: 355—360, 1973.

KI: Air pollution and cancer, risk assessment methodology and epidemiological evidence. Report from an international symposium at the Karolinska Institute. Environ. Health Perspect., in press.

KIPLING M D and WATERHOUSE J A H: Cadmium and prostatic carcinoma. Lancet 1: 730, 1967.

KJELDSEN K, ASTRUP P and WANSTRUP J: Reversal of rabbit atheromatosis by hyperoxia. J. Atheroscler Res. 10: 173—178, 1969.

KJELDSEN K, WANSTRUP J and ASTRUP P: Enhancing influence of arterial hypoxia on the development of atheromatosis in cholesterol—fed rabbits. J. Atheroscler Res. 8: 835—845, 1968.

KJELLSTRÖM T, LIND B, LINNMAN L and ELINDER C—G: Variation of cadmium concentration in Swedish wheat and barley. An indicator of changes in daily cadmium intake during the 20th century. Arch. Env. Health 39: 321—328, 1975.

KJELLSTRÖM T: Accumulation and renal effects of cadmium in man. A dose—response study. Doctorial thesis. Department of Environmental Hygiene, Stockholm, 1977. (To be published in Environ. Res.)

KLEINERMAN J and WRIGHT G W: The reparative capacity of animal lungs after exposure to various single and multiple doses of nitrite. Amer. Rev. Resp. Dis. 83: 423—424, 1961.

KNELSON J H, JOHNSON R J, COULSTON F, GOLBERG L and GRIFFIN T: Kinetics of respiratory lead uptake in humans. In: "Environmental Health Aspects of Lead." Published by the Commission of the European Communities Directorate General for Dissemination of Knowledge Centre for Informa— tion and Documentation CID, Luxembourg, pp 391— 401, 1973.

KOTIN P and FALK H L: II. The experimental induction of pulmonary tumors in strain—A mice after their exposure to an atmosphere of ozonized gasoline. Cancer 2: 910—917, 1956.

KOTIN P and WISELEY D V: Production of lung cancer in mice by inhalation exposure to influenza virus and aerosols of hydrocarbons. Progr. Exp. Tumor Res. 3: 186—215, 1963.

KUSCHNER M: The J Burns Amberson lecture: The

causes of lung cancer. Amer. Rev. Resp. Dis. 28: 573—590, 1968.

LAAMANEN A: Functions, progress and prospects for an environmental subarctic base level station. Work Environ. Health &: 17—25, 1972.

SOU l977:68 LANGÅRD S and NORSETH T: A cohort study Of bronchial carcinomas in workers producing chromate pigments. Brit. J. Ind. Med. 32: 62— 65, 1975. LASKIN S, KUSCHNER M and DREW R T: Studies in pulmonary carcinogenesis. In: "Inhalation Carcinogenesis." (M G Hanna, P Nettesheim and J R Gilbert, eds) AEC Symposium Series, No. 18, U.S. Atomic Energy Commission, Division of Technical Information, Oak Ridge, Tennessee, pp 321—350, 1970.

LASKIN 5 and SELLAKUMAR A: Models in chemical respiratory carcinogenesis. In: "Experimental Lung Cancer, Carcinogenesis and Bioassays." (E Karbe and J F Park, eds) Springer-Verlag, Berlin, Heidelberg and New York, 1974.

LAVE L B and SESKIN E P: Air pollution and human health. The quantitative effect, with an estimate of the dollar benefit of pollution abatement, is considered. Science 169: 723—733, 1970.

LAVE L B and FREEBURG L C: Health effects of electricity generation from coal, oil and nuclear fuel. Nucl. Saf, 14: 409—427, 1973.

LAVESKOG A: Organic lead compounds in automobile exhausts and street air. AB Atomenergi, TPM—BIL— 64, Stockholm, 1971. (In Swedish with English summary).

LAWTHER P J: Compliance with the clean air act: medical aspects. J. Inst. Fuel 32: 341-344, 1963.

LAWTHER P J, COMMINS E T and WALLER R E: A Study of the concentrations of polycyclic aromatic hydrocarbons in gas works retort houses. Brit. J. Ind. Med. 22: 13—20, 1965.

LAWTHER P J, WALLER R E and HENDERSON M: Air pollution and exacerbations of bronchitis. Thorax 22: 525—539, 1970.

LAWTHER P J, MACFARLANE A J, WALLER R E and BROOKS A G F: Pulmonary function and sulphur dioxide, some preliminary findings. Environ. Res. 10: 355—367, 1975.

LEGATOR M S and MALLING H V: The host—mediated assay, a practical procedure for evaluating potential mutagenic agents in mammals. In: "Chemical Mutagens, Principles and Methods for their Detection." Vol. 2 (A Hollaender, ed) Plenum Press, New York and London, pp 569—588, 1971.

LEMEN R A, LEE J S, WAGONER J K and BLEJER H P: Cancer mortality among cadmium production workers. In: "Occupational Carcinogenesis." (U Saffiotti and J K Wagoner, eds) New York Academy of Sciences, New York, pp 273—279, 1976.

LEWIS T R, MOORMAN W J, YANG Y-Y and STARA J F: Long—term exposure to auto exhaust and other pollutant mixtures. Effects on pulmonary function in the beagle. Arch. Environ. Health 29: 102— 106, 1974.

LINDBERG W: General air pollution in Norway. Doctoral thesis. Universitetsforlagets trycknings- sentral, Oslo, 1968. (In Norwegian).

LINDVALL T and RADFORD E P: Measurement of annoyance due to exposure to environmental factors. The Fourth Karolinska Institute Symposium on Environmental Health. Enbiron. Res. &: 1— 36, 1973.

LIN—FU J S: Undue lead absorption and lead poisoning in children —an overview. In: "Proceedings of the International Conference on Heavy Metals in the Environment." Toronto, Canada, October

27—31, 1975, in press, l977.

LLOYD J W: Long—term mortality study of steel— workers. V. Respiratory cancer in coke plant workers. J. Occup. Med. 13: 53—68, 1971.

LOWE C R, CAMPBELL H and KHOSLA T: Bronchitis in two integrated steel works. III. Respiratory symptoms and ventilatory capacity related to

atmospheric pollution. Brit. J. Ind. Med. 21: 121—129, 1970.

LUNN J E, KNOWELDEN J and HANDYSIDE A J: Patterns of respiratory illness in Sheffield infant schoolchildren. Brit. J. Prev. Soc. Med. 21: 7— 16, 1967.

MANTEL N and BRYAN W R: "Safety" testing of carcinogenic agents. J. Natl. Cancer Inst. 21: 455—470, 1961.

MANTEL N and SCHNEIDERMAN M A: Estimating "safe" levels, a hazardous undertaking. Cancer Res. 35: 1379—1386, 1975.

MANTEL N, BOHIDAR N R, BROWN c c, CIMINERA J L and TUKEY J W: An improved Mantel—Bryan procedure for "safety" testing of carcinogens. Cancer Res. 22: 865-872, 1975.

MARTIN A E: Mortality and morbidity statistics and air pollution. Proc. Roy. Soc. Med. 51:

969—975, 1964.

MARTIN A E and BRADLEY w H: Mortality, fog and atmospheric pollution. An investigation during the winter of 1958—59. Mon. Bull. Minist. Health Lab. Serv. 12: 56—73, 1960.

MASON T J and MCKAY F W: U.S. cancer mortality by county 1950—1969. Department of Health, Education, and Welfare Publication (NIH) 74—615, U.S. Government Printing Office, Washington, D.C., 1973.

MC CANN J, SIMMON V, STREITWIESER D and AMES B N: Mutagenicity of chloroacetaldehyde, a possible metabolic product of 1,2—dichloroethane (ethylene dichloride), chloroethanol (ethylene chloro— hydrin), vinyl chloride, and cyclophosphamide (environmental carcinogens/alkyl halides). Proc. Natl. Acad. Sci. 72: 3190—3193, 1975.

MEALEY J, BROWNELL G L and SWEET W H: Radio— arsenic in plasma, urine, normal tissues and intracranial neoplasms. Distribution and turnover after intravenous injection in man. A.M.A. Arch. Neurol. Psychiatr. 81: 310—320, 1959.

MEDLUND P, CEDERLÖF R, FLODERUS—MYRHED B, FRIBERG L and SÖRENSEN S: A new Swedish Twin Registry. National Swedish Environment Pro— tection Board, SNV—PM 670, 1976. (To be published also in Acta Med. Scand.).

MEDVEDOVA H and CMARKO V: Results of follow-up studies on sick children aged 0—15 in an area polluted by industrial emissions. Csech. Hyg. 12: 142—148, 1974. (In Czeck).

MINISTRY OF HEALTH (OF GREAT BRITAIN): Mortality and morbidity during the London fog of December 1952, Reports on Public Health and Related Subjects, No. 95, Her Majesty's Stationery Office, London, 1954.

MINISTRY OF TECHNOLOGY, U.K.: National survey of smoke and sulfur dioxide. Instruction manual, Warren Spring Laboratory, 1966.

MORROW P E: An evaluation of recent NOX toxicity data and an attempt to derive an ambient air standard for NOx by established toxicological procedures. Environ. Res. 10: 92—112, 1975.

MORTON w, STARR G, POHL D, STONER J, WAGNER 5 and WESWIG P: Skin cancer and water arsenic in Lane County, Oregon. Cancer 31: 2523—2532, 1976.

MOUTSCHEN—DAHMEN J M, MOUTSCHEN—DAHMEN N, DEGRAEVE N, HOUBRECHTS N and COLIZZI A: Genetical hazards of aldehydes from mouse experiments. Mutat. Res. 22: 205, 1975.

MUELLER P K and HITCHCOCK M: Air quality criteria toxicological appraisal for oxidants, nitrogen oxides, and hydrocarbons. J. Air Pollut. Control Assoc. 12: 670—676, 1969.

MURPHY S D, ULRICH C E, FRANKOWITZ S H and XINTARAS C: Altered function in animals inhaling low concentrations of ozone and nitrogen dioxide. Amer. Ind. Hyg. Assoc. J. 25: 246—253, 1964.

NAKAJIMA T: Biological effects of oxides of nitrogen. Proc. Symp. J. Japan Soc. Air Pollut. 8: 223—233, 1973. (In Japanese).

NAKAJIMA T and KUSOMOTO S: Effects of nitrogen dioxide exposure on the contents of reduced glutathione in mouse lung. Proc. Osaka Pref. Inst. Public Health &: 17—21, 1968.

NAKAJIMA T, KUSUMOTO S, CHEN C and OKAMOTO K: Studies on the contents of reduced glutathione and histopathological studies on the lungs of mice exposed to nitrogen dioxide gas. Proc. Osaka Pref. Inst. Public Health 1: 35—44, 1969.

NAS: "Particulate Polycyclic Organic Matter." Committee on Biologic Effects of Atmospheric Pollutants, Division of Medical Sciences, National Research Council, National Academy of Sciences, Washington, D.C., 1972.

NAS: "Manganese." Committee on Biologic Effects of Atmospheric Pollutants, Division of Medical Sciences, National Research Council, National Academy of Sciences, Washington, D.C., 1973.

NAS: "Vanadium." Committee on Biologic Effects of Atmospheric Pollutants, Division of Medical Sciences, National Research Council, National Academy of Sciences, Washington, D.C., 1974.

NATIONAL BOARD OF HEALTH AND WELFARE: Cancer Incidence in Sweden 1958—1971. The Cancer Registry, Stockholm, 1960—1975.

NETTESHEIM P, HANNA M G, DOHERTY D G, NEWELL R F and HELLMAN A: Effects of chronic exposure to artificial smog and chromium oxide dust on the incidence of lung tumors in mice. In: "Inhalation Carcinogenesis." (M G Hanna, P Nettesheim and J R Gilbert, eds) AEC Symposium Series, No. 18, U.S. Atomic Energy Commission, Division of Technical

Information, Oak Ridge, Tennessee, pp 305—320, 1970.

NETTESHEIM P, HANNA M G, DOHERTY D G, NEWELL R F and HELLMAN A: Effect of calcium chromate dust, influenza virus, and 100 R whole—body X radia— tion on lung tumor incidence in mice. J. Natl. Cancer Inst. 41: 1129—1144, 1971.

NIEDING G von and KREKELER H: Pharmacological influence of the acute effects of NO on lung function of healthy individuals and %hose with chronic bronchitis. Int. Arch. Arbeitsmed. 22: 55—63, 1971.

NIEDING G von and WAGNER H M: Comparison of the effect of nitrogen dioxide and nitrogen monoxide on pulmonary function in man. In: "Stickstoffoxide— Kolloquium, Verein Deutscher Ingenieure." VDI Kommission Reinhaltung der Luft, Dässeldorf, 12—

13 September 1974. Dässeldorf, VDI—Berichte 247, pp 55—58, 1974.

NIEDING G von, KREKELER H, SMIDT U and MUYSERS K: Acute effect of 5 ppm NO2 on the lungs and circulation of healthy human beings. Int. Arch. Arbeitsmed. 21: 234—243, 1970.

NIEDING G von, WAGNER M, KREKELER H, SMIDT U and MUYSERS K: Determination of the threshold of acute effects of NO2 on respiratory gas exchange and airway resistance of individuals with chronic lung disease. Int. Arch. Arbeitsmed. 27: 338-348, 1971. _

NIEDING G D von, KREKELER H, FUCHS R, WAGNER H M and KOPPENHAGEN K: Studies of the effects of NO

2 on lung function: Influence on diffusion, perfusion, and ventilation in the lungs. Int. Arch. Arbeitsmed. 31: 61—72, 1973.

NIOSH: "Criteria for an Occupational Exposure to Coke Oven Emissions." U.S. Department of Health, Education, and Welfare, HSM 73—11016. U.S. Government Printing Office, Washington, D.C., 1973.

NORDBERG G F (ed): "Effects and Dose—Response Relationships of Toxic Metals." Elsevier, Amsterdam, 1976.

NORDBERG G F and STRANGERT P: Estimations of a dose—response curve for long-term exposure to methylmercuric compounds in human beings taking into account variability of critical organ concentration and biological half-time: a pre— liminary communication. In: "Effects and Dose— Response Relationships of Toxic Metals." (G F Nordberg, ed) Elsevier, Amsterdam, pp 273—282, 1976.

NORDMAN C H: Environmental lead exposure in Finland. A study on selected population groups. Institute of Occupational Health, Helsinki, 1975.

OECD: Methods of measuring air pollution. Report of the working party on methods of measuring air pollution and survey techniques. Organization for economic co—operation and development. Paris, 1964.

OLSON W A, HABERMAN R T, WEISBURGER E K, WARD J M and WEISBURGER J H: Induction of stomach cancer in rats and mice by halogenated aliphatic fumigants. J. Natl. Cancer Inst. 51: 1993-1995, 1973.

OREHEK J, MASSARI P, GAYRARD P, GRIMAUD C and CHARPIN J: Effect of short—term, low-level nitrogen dioxide exposure on bronchial sensitivity of asthmatic patients. J. Clin. Invest. 51: 301—307, 1976.

OSBORNE J S, ADAMEK S and HOBBS M: Some components of gas phase of Cigarette smoke. Anal. Chem. 28: 211—215, 1956.

OTT M G, HOLDER B B and GORDON H L: Respiratory cancer and occupational exposure to arsenicals. Arch. Environ. Health 22: 250—255, 1974.

OTTOLENGHI A D, HASEMAN J K, PAYNE W W, FALK H L and MacFARLAND H N: Inhalation studies of nickel sulfide in pulmonary carcinogenesis of rats. J. Natl. Cancer Inst. 54: 1165—1172, 1974.

PARKINSON D R and STEPHENS R J: Morphological surface changes in the terminal bronchiolar

region of NOZ—exposed rat lung. Environ. Res. &: 37—51, 1973.

PAYNE W W and HUEPER W C: The carcinogenic effects of single and repeated doses of 3,4—

benzpyrene. Amer. Ind. Hyg. Assoc. J. 21: 350— 355, 1960.

PETERSON J E and STEWART R D: Predicting the carboxyhemoglobin levels resulting from carbon

monoxide exposures. J. Appl. Physiol. 32: 633— 638, 1975.

PHILIPPE R J and HACKNEY E J: The presence of nitrous oxide and methyl nitrite in Cigarette smoke and tobacco pyrolysis gases. Tob. Sci. 3: 139—143, 1959. _

PIKE M C, GORDON R J, HENDERSON B E, MENCK H R and SOOHOO J: Air pollution. In: "Persons at High Risk of Cancer. An Approach to Cancer Etiology and Control." (J F Fraumeni, ed) Academic Press, New York, pp 225—239, 1975.

PINTO S 5 and NELSON K W: Arsenic toxicology and industrial exposure. Ann. Rev. Pharmacol. Toxicol. 12: 95—100, 1976.

POEL W E: Effect of carcinogenic dosage and duration of exposure on skin—tumor induction in mice. J. Natl. Cancer Inst. 22: 19—35, 1959.

POTTS C L: Cadmium proteinuria — The health of battery workers exposed to cadmium oxide dust. Ann. Occup. Hyg. 8: 55—61, 1965.

PYLEV L N: Induction of lung cancer in rats by intratracheal insufflation of cancerogenic hydrocarbons. Acta Un. Int. Cancr. 12: 688—691, 1963.

PYLEV L N: Effect of the dispersion of soot in deposition of 3,4—benzpyrene in lung tissue of rats. Hyg. Sanit. No. 4—6. 32: 174—179, 1967.

PYLEV L N, ROE F J C and WARWICK G P: Elimination of radioactivity after intratracheal instillation of tritiated 3,4—benzopyrene in hamsters. Brit. J. Cancer 23: 103—115, 1969.

RABINOWITZ M, WETHERILL G W and KOPPLE J D: Studies of human lead metabolism by use of stable isotope tracers. Environ. Health Perspect. 7: 145—153, 1974.

RALL D P: Review of the health effects of sulfur

oxides. Environ. Health Perspect. &: 97—121, 1974.

RAPOPORT I A: Influence of aldehydes on induction of mutations. Dokl. Akad. Nauk SSSR 21:713—715, 1948 (In Russian).

REDMOND C K, STROBINO E R and CYPESS R H: Cancer experience among coke by—product workers. Ann. N.Y. Acad. Sci. 271: 102—115, 1976.

REID L: An experimental study of hypersecretion of mucus in the bronchial tree. Brit. J. Exp. Pathol. 45: 437—445, 1963.

REID D C, CORNFIELD J, MARKUSH R E, SEIGEL D, PEDERSEN E and HAENSZEL W: Studies of disease among migrants and native populations in Great Britain, Norway, and the United States: III. Prevalence of cardiorespiratory symptoms among migrants and native—born in the United States. Natl. Cancer Inst. Monogr. 12: 321—346, 1966.

RIGDON R H ani RENNELS E G: Effect of feeding benzpyrene on reproduction in the rat. Experientia 20: 224—226, 1964.

RYLANDER R: Alterations of lung defence mechanisms against airborne bacteria. Arch. Environ. Health 18: 551—555, 1969.

RYLANDER R (ed): "Environmental Tobacco Smoke Effects on the Non—Smoker." Report from a Work— shop, University of Geneva, 1974.

RYLANDER R and BERGSTRÖM R: Particles and 502— synergistic effects for pulmonary damage. In: "Proceedings of the Third International Clean Air Congress Dusseldorf, 1973." VDI—Verlag, pp A23—A25, 1973.

RYLANDER R and SÖRENSEN S: Environmental impact of a planned oil refinery on the Lyse peninsula. Department of Environmental Hygiene, Institute of Public Health. Stencil, 1969.

RYLANDER R, HÖGSTRÖM U, JONSSON E, PETRI c A and von UBISCH H: Investigation of annoyance reactions in persons living around a planned oil refinery. Department of Environmental Hygiene, Institute of Public Health. Stencil, 1964.

RYLANDER R, ÖHRSTRÖM M, HELLSTRÖM P Å and BERGSTRÖM R: SO2 and particles — synergistic effects on guinea—pig lungs. In: "Inhaled Particles III." (W H Walton, ed) Unwin Bros., London, pp 535—541, 1971.

SAFFIOTTI U: Experimental respiratory tract carcinogenesis and its relation to inhalation exposures. In: "Inhalation Carcinogenesis." (M G Hanna, P Nettesheim and J R Gilbert, eds) AEC Symposium Series, No. 18. U.S. Atomic Energy Commission, Division of Technical Information, Oak Ridge, Tennessee, pp 27—54, 1970.

SAFFIOTTI U and WAGONER J K (eds): "Occupational Carcinogenesis." New York Academy of Sciences, New York, 1976.

SAFFIOTTI U, CEFIS F and KOLB L H: A method for the experimental induction of bronchogenic carcinoma. Cancer Res. 28: 104—124, 1968.

SAGAN L A: Health costs associated with the mining, transport and combustion of coal in the steam—electric industry. Nature 250: 107—111, 1974.

SCHRENK H H, HEIMANN H, CLAYTON G D, GAFEFER W M and WEXLER H: Air pollution in Donora, Pa., Epidemiology of the unusual smog episode of October 1948. Preliminary report, Public Health Bulletin No. 306, Federal Security Agency, Public Health Service, 1949.

SEPPÄLÄINEN A M, TOLA s, HERNBERG 5 and KOCK B: Subclinical neuropathy at "safe" levels of lead exposure. Arch. Environ. Health 32: 180—183, 1975.

SHALAMBERIDZE O P: Reflex action of mixture of sulfur dioxide and nitrogen dioxides. Gig. Sanit. 1: 9—13, 1967. (In Russian). SHALAMBERIDZE O P: The joint action of small concentrations of sulfur dioxide and nitrogen dioxide gases under conditions of a chronic test. Gig. Sanit. &, 10—14, 1969. (In Russian). SHERWIN R P and CARLSON D A: Protein content of lung lavage fluid of guinea pigs exposed to 0.4

ppm nitrogen dioxide. Arch. Environ. Health 21: 90—93, 1973.

SHERWIN R P, WINNICK S and BUCKLEY R D: Response of lactic acid dehydrogenase—positive alveolar cells in the lungs of guinea pigs exposed to nitrogen dioxide. Amer. Rev. Resp. Dis. 22: 319—323, 1967.

SHY C M, CREASON J P, PEARLMAN M E, McCLAIN K E, BENSON F B and YOUNG M M: Chattanooga school children study: effects of community exposure to nitrogen dioxide. I. Methods, description of pollutant exposure, and results of ventilatory function testing. J; Air Pollut. Control Assoc. 29: 539—545, 1970.

SJÖBERG S—G: Vanadium pentoxide dust. A clinical and experimental investigation on its effect after inhalation. Acta Med. Scand. 138: 1—188, 1950.

SJÖSTRAND T: Endogenous formation of carbon monoxide in man under normal and pathological conditions. Scand. J. Clin. Lab. Invest. 1: 201— 214, 1949. _

SJÖSTRAND T: The formation of carbon monoxide by in vitro decomposition of haemoglobin in bile pigments. Acta Physiol. Scand. 22: 328—333, 1952.

SKALPE I O: Long—term effects of sulphur dioxide exposure in pulp mills. Brit. J. Ind. Med. 21: 69—73, 1964.

SLOAN C H and SUBLETT B J: Determination of methyl nitrite in Cigarette smoke. Tob. Sci. 11: 21—24, 1967.

SMITH R G, VORWALD A J, PATIL L S and MOONEY T F: Effects of exposure to mercury in the manu— facture of chlorine. Amer. Ind. Hyg. Assoc. J. 31: 687—700, 1970.

STEADMAN B L, JONES R A, RECTOR D E and SIEGEL J: Effects on experimental animals of long—term continuous inhalation of nitrogen dioxide. Toxicol. Appl. Pharmacol. 2: 160-170, 1966.

STEFFEE C H and BAETJER A M: Histopathologic effects of chromate chemicals. Report of studies in rabbits, guinea pigs, rats, and mice. Arch. Environ. Health 11: 66—75, 1965.

STEPHENS R J, FREEMAN G and EVANS M J: Ultra— structural changes in connective tissue in lungs of rats exposed to NOZ' Arch. Intern. Med. 127: 873—883, 1971.

STEPHENS R J, FREEMAN G and EVANS M J: Early response of lungs to low levels of nitrogen

dioxide. Arch. Environ. Health 24: 160—179, 1972.

STEWART R D, NEWTON P E, HOSKO M J and PETERSON J E: Effect of carbon monoxide on time perception. Arch. Environ. Health 21: 155—160, 1973.

STOCKS P: Cancer and bronchitis mortality in relation to atmospheric deposit and smoke. Brit. Med. J. 1: 74—79, 1959.

STOCKS P: On the relations between atmospheric pollution in urban and rural localities and mortality from cancer, bronchitis and pneumonia, with particular reference to 3:4 benzopyrene, beryllium, molybdenum, vanadium and arsenic. Brit. J. Cancer 13: 397-418, 1960.

STOCKS P: Recent epidemiological studies of lung cancer mortality, Cigarette smoking and air pollution with discussion of a new hypothesis of causation. Brit. J. Cancer 29: 595—623, 1966.

STOPPS G J, MAXFIELD M E, McLAUGHLIN M and PELL S: Lead research: current medical development. In: ”Transactions of 3lst Annual Meeting of the Industrial Hygiene Foundation of America." Trans. Bull. 40: 73—91, 1966.

STRESEMANN S and NIEDING G von: Acute effect of 5 ppm NO on airway resistance in man. Staub— Reinhalt Luft 30: 259—260, 1970.

SUNDERMAN F W and DONNELLY A J: Studies of nickel carcinogenesis. Metastasizing pulmonary tumors in rats induced by the inhalation of nickel carbonyl. Amer. J. Clin. Pathol. 42: 1027—1041, 1965.

SUSUKI T and ISHIKAWA K: Research on effect of smog on human body. In: "Research and Report on Air Pollution Prevention." No. 2, pp 199—221, 1965. (In Japanese).

SYMON K and BENCKO V: Health aspects of air pollution by arsenic. In: "Proceedings of the Third International Clean Air Congress." Dässel— dorf, Federal Republic of Germany, pp A53—A55, 1973.

SÖRENSEN S: On the possibilities of changing the annoyance reaction to noise by changing the attitudes to the source of annoyance. Nord. Hyg. Tidskr. Suppl. pp 1-76, 1970.

SÖRENSEN S, BERGLUND B and RYLANDER R: Reaction patterns in annoyance response to aircraft noise. Proceedings of the International Congress on Noise as a Public Health Problem, Dubrovnik. U.S. Environmental Protection Agency, Washington, D.C., pp 669—677, 1973.

SÖRENSEN S, RYLANDER R and BERGLUND K: Interviews and mailed questionnaires for the evaluation of annoyance reactions. Environ. Res. &: 166—170, 1974.

TASK GROUP ON METAL TOXICITY: In: "Effects and Dose—Response Relationships of Toxic Metals." (G F Nordberg, ed) Elsevier, Amsterdam, pp 7—lll, 1976.

TAYLOR F H: The relationship of mortality and duration of employment as reflected by a cohort of chromate workers. Amer. J. Public Health Nation's Health 56: 218—229, 1966.

THOMAS H V, MUELLER P K and LYMAN R I: Lipoperoxi— dation of lung lipids in rats exposed to NOZ' Science 159: 532—534, 1968.

THOMAS H V, MUELLER P K and WRIGHT G: Response of rat lung mast cells to nitrogen dioxide inhalation. J. Air Pollut. Control Assoc. 17: 33—35, 1967. _

TOMATIS L, PARTENSKY C and MONTESANO R: The predictive value of mouse liver tumour induction in carcinogenicity testing - a literature survey. Int. J. Cancer 12: 1—20, 1973.

TSENG W P, CHU H M, HOW S W, FONG J M, LIN C 5 and YEH S: Prevalence of skin cancer in an endemic area of chronic arsenicism in Taiwan. J. Natl. Cancer Inst. 59: 453—463, 1968.

TURTÖCZKY I and EHRENBERG L: Reaction rates and biological action of alkylating agents. Prelimi— nary report on bactericidal and mutagenic action in E. Coli. Mutat. Res. &: 229—238, 1969.

VALAND S B, ACTON J D and MYRVIK Q N: Nitrogen dioxide inhibition of viral—induced resistance in alveolar monocytes. Arch. Environ. Health 29: 303—309, 1970.

VAUGHAN T R, JENNELLE L F and LEWIS T R: Long— term exposure to low levels of air pollutants. Effects on pulmonary function in the beagle. Arch. Environ. Health 12: 45—50, 1969.

WAGNER W D, DUNCAN B R, WRIGHT P G and STOKINGER H E: Experimental study of threshold limit of NOZ' Arch. Environ. Health 19: 455—466, 1965. WALD N J and DOLL R: The epidemiology of lung cancer, D.H.S.S. Cancer Epidemiology and Clinical Trials Unit, Department of the Regius Professor of Medicine, Radcliffe Infirmary, Oxford, to be published.

WALINDER G: Radiological risk evaluations based on epidemiological and experimental investiga— tions. A tentative summary. In: "Symposium on Tumorigenic and Genetic Effects of Radiation." (G Walinder, ed) National Swedish Environment Protection Board, SNV PM 695, 1976.

WALLER R E: Air pollution and community health. J. Roy. Coll. Phycns Lond. 5: 362—368, 1971. WERTHAMER S, SCHWARZ L H and SOSKIND L: Bronchial epithelial alterations and pulmonary neoplasia induced by ozone. Pathol. Microbiol. 35: 224— 230, 1970. _

WHO: "Epidemiology of Cancer of the Lung." Report of a study group. Techn. Rep. Ser. No. 192, 1960.

WHO: "International Classification of Disease." 1965 revision. Geneva, 1967.

WHO: "Air Quality Criteria and Guides for Urban Air Pollutants." Report of a WHO expert committee. Techn. Rep. Ser. No. 506, 1972.

WHO: "Smoking and its Effects on Health." Report of a WHO expert committee. Techn. Rep. Ser. No. 568, 1975.

WHO: Environmental Health Criteria l, Mercury. Geneva, 1976.

WHO: Environmental Health Criteria 3, Lead. Geneva, 1977.

WHO: Environmental Health Criteria for:

Oxides of Nitrogen (in press) Sulfur Oxides and Suspended Particulate Matter (to be published) Cadmium (to be published) Manganese (to be published)

WICKEN A J: "Environmental and Personal Factors in Lung Cancer and Bronchitis Mortality in Northern Ireland, 1960—62." Tobacco Research Council Research Paper 9, London, 1966.

WILLGREN J, Division of Statistics, National Board of Health and Welfare, 10630 Stockholm. Personal communication.

WILLIAMS J D and BUNYARD F L: Interstate air pollution study. Phase II Project Report, Vol. VII — Opinion surveys and air quality statistical relationships. U.S. Dept. of Health, Education, and Welfare, Div. of Air Pollution, Cincinnati, Ohio, 1966.

WILLIAMS N: Vanadium poisoning from cleaning oil-fired boilers. Brit. J. Ind. Med. 9: 50—55, 1952.

WILLIAMS M K: Sickness, absence and ventilatory capacity of workers exposed to sulphuric acid mist. Brit. J. Ind. Med. 21: 61—66, 1970.

WILLIAMS M K, KING E and WALFORD J: An investiga— tion of lead absorption in an electric accumulator factory with the use of personal samplers. Brit. J. Ind. Med. 22: 202—216, 1969.

YAKIMCHIK P P and CHELIKANOV K N: Materials for hygienic establishment of 24 hours maximal permissible concentration of nitrogen dioxide in the atmosphere. In: "Biological Effect and Hygienic significance of Atmospheric Pollutants." Moscow 11: 164—171, 1968. (In Russian).

& % . i

YANISHEVA N YA: The substantiation of the maximum permissible concentration of benz(a)pyrene in the atmosphere of settlements. Gig. Sanit. No.

7. 31: 87—91, 1972. (In Russian).

ZALDIVAR R: Arsenic contamination of drinking water and foodstuffs causing endemic chronic poisoning. Beitr. Pathol. Bd. 151: 384—400, 1974.

ZARKOWER A: Alterations in antibody response induced by chronic inhalation of 50 and carbon. Arch. Environ. Health 25: 45—50, 1932.

ZIELHUIS R L: Report of an international meeting, Second International Workshop on Permissible Levels for Occupational Exposure to Inorganic Lead, Amsterdam, Sept. 21—23, 1976.

APPENDIX Al

FÖRTECKNING ÖVER SVENSKA FORSKARE SOM VID FRAMSTÄLLNINGEN AV DENNA RAPPORT

Professor Maths Berlin, Med dr Institutionen för hygien Lunds universitet

Box 2009 220 02 Lund

Laborator Per Camner, Med dr Omgivningshygieniska avdelningen Statens naturvårdsverk 104 01 Stockholm

Docent Rune Cederlöf, Fil dr Hygieniska institutionen Karolinska institutet

104 01 Stockholm

Professor Lars Ehrenberg, Fil dr Institutionen för strålningsbiologi Wallenberg—laboratoriet Stockholms universitet 104 05 Stockholm

Professor Lars Friberg, Med dr Omgivningshygieniska avdelningen Statens naturvårdsverk

och

Hygieniska institutionen Karolinska institutet 104 01 Stockholm

Laborator Bo Holmberg, Fil dr Sektionen för yrkestoxikologi Arbetsmedicinska avdelningen Arbetarskyddsstyrelsen 104 01 Stockholm

Professor Jan Lindsten, Med dr Kliniskt—genetiska laboratoriet Karolinska sjukhuset 104 01 Stockholm

Docent Gunnar Nordberg, Med dr Hygieniska institutionen Karolinska institutet 104 01 Stockholm

Professor Magnus Piscator, Med dr Hygieniska institutionen Karolinska institutet

104 01 Stockholm

MEDARBETAT

Överingenjör Per Strangert, Ekon dr Försvarets forskningsanstalt 104 50 Stockholm

Docent Stefan Sörensen, Fil dr Omgivningshygieniska avdelningen Statens naturvårdsverk 104 01 Stockholm

Laboratorieläkare Lennart Tomenius, Med dr Omgivningshygieniska avdelningen Statens naturvårdsverk 104 01 Stockholm

Professor Torbjörn Westermark, Tekn dr Institutionen för kärnkemi Tekniska högskolan 100 44 Stockholm

APPENDIX AZ

FÖRTECKNING ÖVER DELTAGARE VID EN KONFERENS VID INSTITUTE OF ENVIRONMENTAL MEDICINE, NEW YORK UNIVERSITY MEDICAL CENTER, DEN 27 SEPTEMBER 1976

Dr Roy E Albert Institute of Environmental Medicine New York University Medical Center 550 First Avenue

New York, N Y 10016 USA

Dr Bernhard Altshuler Institute of Environmental Medicine New York University Medical Center 550 First Avenue

New York, N Y 10016 USA

Laborator Per Camner, Med dr Hygieniska institutionen Statens naturvårdsverk 104 01 Stockholm

Bertram W Carnow, M D Professor and Director Department of Occupational and Environmental Medicine University of Illinois, School of Public Health Chigaco, Illinois 60600 USA

Docent Rune Cederlöf, Fil dr Hygieniska institutionen Karolinska institutet 104 01 Stockholm

Professor Lars Friberg, Med dr Hygieniska institutionen Karolinska institutet 104 01 Stockholm

Ian T T Higgins

Professor, Department of Epidemiology University of Michigan, School of Public Health 109 Observatory Street Ann Arbor, Michigan 48104

USA

David Hoel Chief, Environmental Biometry Branch NIEHS

P.O. Box 12233 Research Triangle Park, N C 27709 USA

Dr Paul Meier Department of Statistics University of Chicago Chicago, Illinois 60600 USA

Norton Nelson, Ph D Professor and Chairman Institute of Environmental Medicine New York University Medical Center 550 First Avenue New York, N Y 10016

USA

Marvin Schneiderman, Ph D Associate Director for Field Studies and Statistics Program, DCCP National Cancer Institute, NIH Bethesda, Maryland 20014 USA

Dr B Van Duuren Institute of Environmental Medicine New York University Medical Center 550 First Avenue New York, N Y 10016

USA

APPENDIX A3

FÖRTECKNING ÖVER DELTAGARE I KAROLINSKA

INSTITUTETS SYMPOSIUM "GENERAL AIR POLLUTION AND HUMAN HEALTH, WITH SPECIAL REFERENCE TO LONG— TERM EFFECTS" I STOCKHOLM DEN 8—11 MARS 1977

Dr Obinnaya Alozie, Sr Programme Officer Division of Geophysics Global Pollution and Health, representing the United Nations Environment Programme P.O. Box 30552 Nairobi Kenya

Dr Gordon C Butler Director, Division of Biological Sciences National Research Council of Canada Ottawa, Ontario Canada

Laborator Per Camner, Med dr Omgivningshygieniska avdelningen Statens naturvårdsverk 104 01 Stockholm

Bertram W Carnow, M D Professor and Director Department of Occupational and Environmental Medicine University of Illinois, School of Public Health Chicago, Illinois 60600 USA

Docent Rune Cederlöf, Fil dr Hygieniska institutionen Karolinska institutet 104 01 Stockholm

Professor, Sir Richard Doll, M D Regius Professor of Medicine University of Oxford 13 Norham Gardens Oxford OX2 6PS

England

Professor Lars Ehrenberg, Fil dr Avdelningen för strålningsbiologi Wallenberg—laboratoriet Stockholms universitet 104 05 Stockholm

Bruce Fowler, Ph D Senior Staff Fellow, Environmental Toxicology Branch National Institute of Environmental Health Sciences P.O. Box 12233 Research Triangle Park, N C 27709 USA

Professor Lars Friberg, Med dr Hygieniska institutionen Karolinska institutet 104 01 Stockholm

Professor David Harnden, M D Department of Cancer Studies University of Birmingham Medical School Birmingham BlS 21J

England

John Higginson, M D

Director ,

International Agency for Research on Cancer 150, Cours Albert Thomas

69008. Lyon Frankrike 1 1 1 Laborator Bo Holmberg, Fil dr Sektionen för yrkestoxikologi Arbetarskyddsstyrelsen 104 01 Stockholm

Robert J M Horton, M D US Environmental Protection Agency Health Effects Research Laboratory Research Triangle Park, N C 27711 USA

Docent Bo Lambert, Med dr Kliniskt-genetiska laboratoriet Karolinska sjukhuset 104 01 Stockholm

Patrick Lawther, M D Professor and Director

MRC Environmental Hazards Research Unit St Bartholomew's Hospital Medical College Charterhouse Square London ECIM GBQ

England

Byråchef Lars Lindau, Civ ing Tekniska avdelningen, 2:a industribyrån Statens naturvårdsverk 171 20 Solna

Professor Bo Lindell, Fil dr Strålskyddsinstitutet 104 01 Stockholm

Professor David F S Natusch Department of Chemistry Colorado State University Fort Collins, Colorado 80521 USA

Norton Nelson, Ph D Professor and Chairman Institute of Environmental Medicine New York University Medical Center 550 First Avenue

New York, N Y 10016 USA

Dr Giselher von Nieding, M D Laboratorium f1r Atmung und Kreislauf Krankenhaus Bethanien D—4120 Moers Postfach 1180

Västtyskland

Docent Gunnar Nordberg, Med dr Hygieniska institutionen Karolinska institutet 104 01 Stockholm

Avdelningschef Göran Persson, Tekn dr Forskningssekretariatet och undersökningslaboratoriet Statens naturvårdsverk 171 20 Solna

Sir Edward E Pochin, M D National Radiological Protection Board Harwell Didcot Oxfordshire OXll OEQ

England

Umberto Saffiotti, M D Chief, Experimental Pathology Branch Carcinogenesis Program Division of Cancer Cause and Prevention National Cancer Institute National Institutes of Health Bldg 37 Bethesda, Maryland 20014 USA

Marvin A Schneiderman, Ph D Associate Director for Field Studies and Statistics Program, DCCP National Cancer Institute, NIH Bethesda, Maryland 20014 USA

Leon M Shabad, M D Professor, Member, Academy of Medical Sciences USSR Cancer Research Center USSR Academy of Medical Sciences

Moscow, M—478 Kashirskoye shosse, 6 Sovjetunionen

Överingenjör Per Strangert, Ekon dr Försvarets forskningsanstalt 104 50 Stockholm

Michael J Suess, Sc D Regional Officer for Environmental Pollution Control, representing the World Health Organization Regional Office for Europe

8, Scherfigsvej DK—2100 Köpenhamn

Danmark

Velemir B Vouk, Ph D Chief

Control of Environmental Pollution and Hazards Division of Environmental Health, representing the World Health Organization 1211 Geneve 27 Schweiz

Representant från Energi— och miljökommittén:

Laborator Lars Högberg, Fil lic Sekreterare i Energi— och miljökommittén Jordbruksdepartementet 103 20 Stockholm

APPENDIX Bl

Morphological changes caused by nitrogen dioxide (Modified from WHO, in press)

Concen— Length of Exposure trati n

(mg/m ) (days) 0.09 90 0.47 6 0.60 90 0 75 7 0.94— 1 1.9

0.94- 30 1.5

0.94 30—260 0.94— 90 23

1.3 30 1.5 730

(hrs/day)

Effects

24 No pathological or histological effects; no changes in mucopoly— saccharides, ribonuclear or des—

oxyribonuclear protein

4 Structural changes in lung Collagen

(electron microscope)

24 Morphological changes such as bron—

chitis, peribronchitis and light pneumosclerogis; no effect observed at 0.15 mg/m

24 Increased levels of protein in lung lavage fluid

1—4

cells Reduction in mitochondria of alveo— lar cells and degradation of mast

24 Shortening and reduction of the

cilia of ciliated epithelial cells; edematous changes of alveolar epi— thelial cells; proliferation of epithelial cells of the peripheral adenomatous changes bronchus;

6,18,24 Evidence of focal emphysema

24 Bronchitis, bronchopneumonitis, pneumonia noted at upper concen— tration; no lugg pathology observed below 9.4 mg/m

24 Accelerated mucous secretion; de—

generation and desquamation of mucous membrane

24 ' Minimal bronchiolar epithelial

hypertrophy

Species

Rats

Rabbits

Rats

Guinea pigs

Rats

Mice

Mice

Dogs, rats, rabbits, guinea piss, monkeys

Mice

Rats

References

Shalamberidze, 1969

Mueller and Hitchcock, 1969 Yakimchuk and Chelikanov, 1968

Sherwin and Carlson, 1973 *

Thomas, Mueller and Wright, 1967

Hattori et al., 1972; Nakajima, 1973

Blair, Henry, and Ehrlich, 1969

Steadman et al., 1966

Nakajima et al., 1969

Freeman, Furiosi, and Haydon, 1966

1) The original data are usually given in ppm. A factor of 1.88 has been used to

convert the figures into mg/m with 2 significant digits.

Concen- Length of Exposure

(hrs/day)

trati n

(mg/m ) (days)

1.9— 30 24 2.8

3.8 730 24 3.8 730 24 3.8 730 24 3.8 1/2—43 24 3.8— 365 24 32

3.8 730 24 3.8 425 24 19— 120— 24 47 360

23 120 24

Effects

Marked peribronchial infiltration of lymphocytes at least 90 days after cessation of exposure

Epithelial hyperplasia of terminal bronchioles, elevated labelling of Type—2 alveolar cells during first week

Bronchial "lesions", epithelial changes including loss of cilia, depressed exfoliation and blebbing of cells

Loss of cilia; changes in terminal bronchiolar epithelium

Loss of cilia; hypertrophy and focal hyperplasia of terminal bronchiolar epithelium (electron microscope)

Increased turnover of bronchiolar and alveolar epithelial cells; terminal bronchiolar hyperplasia

Collagen underlying terminal bron— chioles increased in diameter; basement membranes thickened (electron microscope)

Hypertrophied bronchiolar epithe— lium, polycythemia; NaCl aerosol mixture with NO2 did not alter result

Voluminous emphysema-like lesions in lungs; distended and disrupted alveoli, polycythemia

Decrease in rate of weight gain, exposed 20% below controls; emphy— sema—like lesions

Species

Mice

Rats

Rats

Rats

Rats

Rats

Rats

Monkeys (Macaca speciosa)

Rats

Rats

References

Chen, Kusumoto and Nakajima, 1972

Evans et al., 1972

Freeman, Crane Stephens, 1968a

Freeman et al., l968b

Stephens, Freeman and Evans, 1972

Evans et al., 1972

Stephens, ' Freeman and Evans, l97l

Furiosi, Crane and Freeman, 1973

Freeman l968b

et al.,

Freeman and Haydon, 1964; Freeman et al., l968a

Concen— Length of Exposure trati n (mg/m )

24— 38

28

28

32

(days)

630 2

1,2 or 7 24

Extended 24 to over 2

years by allowing intermittent recovery

7 24

(hrs/day)

Effects

Inflammation of bronchiolar epi— thelium; apparent recovery 21 days after final exposure

Loss of cilia, increase in "deb— ris"; increase in Type—2 cells and alveolar macrophages

Thickened alveolar septa with em— physema; marked loss of alveoli and surface area; increased residual volume

Depressed arterial oxygen tension, secondary polycythemia; increased renewal of injured bronchiolar and alveolar cells; peak effect of cell division at 48 hr during continous exposure

Species

Guinea pigs

Rats (young)

Rats (young)

Rats

References

Kleinerman and Wright, 1961

Parkinson and Stephens, 1973

Freeman et al., 1972

Evans et al., 1972

APPENDIX BZ

Changes in lung function caused by nitrogen dioxide (Modified from WHO, in press)

Concen— Length of Exposure

tratign l (mg/m )

1.5

1.3 +0.39 NO

0.94 +0.25 NO

3.8 5.5 9.4 9.8 9.4

15— 23

17

)(days)

lifetime

1830

540

450

2880

Lifetime

270

60

165

90— 120

2880

(hrs/day)

24

16

16

24

24

24

24

24

24

24

1/2

Effects

Tachypnea

Reduction in pulmonary diffusion capacity and peak expiratory flow rate

Normal CO diffusion rate

Normal oxygen consumption

Reversible tachypnea

Tachypnea

Decreased lung compliance

Tachypnea; decreased tidal volume; normal minute volume

Increased respiratory rate; de— creased tidal volume

No change in expiratory flow resistance

Decreased arterial blood oxygen and static lung compliance; increase in nonelastic resistance and functional residual capacity

Reduced CO diffusion rate

Species

Rats

Dogs

Dogs

Rabbits

Monkeys (Macaca speciosa)

Rats

Rats

Squirrel monkeys

Guinea pigs

Guinea pigs

Rabbits

Monkeys (Macaca speciosa)

References

Freeman, Furiosi and Haydon, 1966

Lewis et al., 1974

yaughan, Jennelle and Lewis, 1969

Wagner et al., 1965

Freeman and

Juhos, 1973; Freeman et al., 1969

Freeman et al., 1969

Arner and Rhoades, 1973

Henry et al., 1970

Murphy et al., 1964

Balchum et al., 1965

Davidson et al., 1967

Furiosi, Crane and Freeman, 1973

1) The original data are usually given in ppm. A factor of 1.88 has been used to convert the figures into mg/m with 2 significant digits.

APPENDIX B3

Biochemical changes in the lung caused by nitrogen dioxide (Modified from WHO, in press

Concen- Length of Exposure trati n (mg/m3)1> 0.75

1.5

1.9 3.8 5.5 11—

53

28 75

1) The original data are usually given in ppm. A factor of 1.88

(days)

7

7—21

180

7—30

(hrs/day)

24

24

24

24

24 4 l/2

Effects

significant increase in protein content of lung lavage fluid

significant decrease in lung; reduced glutathione (GSH)

Peroxidation of lung lipids

Increased lactate—dehydrogenase index in lung suggesting prolife- ration of Type—2 cells

Decrease in phospholipids, surfact— ant, fatty acids, and total lung lipids; increased lung weight Increase of glutathione, elevated lung enzyme activity

Increased lactate dehydrogenase (lung, liver, kidney)

convert the figures into mg/m with 2 significant digits.

Species

Guinea pigs

Mice

Rats

Guinea pigs

Rats

Mice

Guinea pigs

has been

References

Sherwin and Carlson, 1973

Nakajima, 1973; Nakajima et al., 1969; Nakajima and Kusumoto, 1968

Thomas, Mueller and Lyman, 1968

Sherwin, Winnick and Buckley, 1967

Arner and Rhoades, 1973

Fukase, Isomura and Watanabe, 1976

Buckley and Balchum, 1965, 1967

used to

APPENDIX B4

Interactions of nitrogen dioxide with infectious agents (Modified from WHO, in press) __________________________________________________________________

Concen— Length of Exposure

tratignl)

(mg/m ) 0.56— 0.94

0.94

0.5- 52

6.6

9.4— 18

11

15— 18

18

1) The original data are usually given in ppm. A factor of 1.88 convert the figures into mg/m with 2 significant digits.

(days)

90 and 180

360

39

105 210

|.)

30—60

45

fluenza virus; no further enhance—

24 Increased susceptibility to infec— tion; first statistical signifi— cance evident at 90 days; reduced pulmonary clearance of inhaled

Effects (hrs/day) 24 Increased susceptibility to in— ment at 6 months microbes

24 More severe pneumonitis than in un— exposed challenged group; adenoma— tous proliferation of bronchial and bronchiolar epithelium

Constant Concentration more important than C x T length of exposure in enhancement of respiratory infection

24 Reduced bactericidal ability of 24 ' lung; morphological changes in pul— monary defense cells

17 Depressed pulmonary clearance of 5 viable microbes

2 No enhancement in susceptibility to induced bacterial infection

2 Increased susceptibility to bacte— rial infection; reduced bacterial clearance

24 Increased susceptibility to viral and bacterial infections

24 Depressed mucociliary transport

3 Altered pulmonary defense

2 Increased susceptibility to in—

fluenza virus

Species

Mice

Mice

Mice

Mice

Mice

Mice

Mice

Mice

Squirrel monkeys

Rats

Rabbits

Mice

References

Nakajima, 1973

Blair, Henry and Ehrlich, 1969; Ehrlich and Henry, 1968

Ito et al., 1971

Gardner et al., 1976; Coffin, Gardner and Blommer, 1976

Aranyi and Ehrlich, 1973

Goldstein, Eagle and Holprich, 1973

Ehrlich, 1966; Henry, Ehrlich and Blair, 1969

Ehrlich, 1966; Henry, Ehrlich and Blair, 1969

Henry, Ehrlich and Blair, 1969; Henry et al., 1970

Giordano and Morrow, 1972

Gardner, Holzman and Coffin, 1969

Ito et al., 1971

has been used to

Concen- Length of Exposure

tratign (mg/m )

28 30

65— 94

(day)

(hrs/day)

3

24

Effects

Reduced phagocytic activity of lung macrophages

Influx of alveolar macrophages Reduced ability to produce inter— feron

Increased susceptibility to respi— ratory infections

Species

Rabbits

Rats

Rabbits

Hamster, squirrel monkeys

References

Acton and Myrvik, 1972

Evans, 1973 Valand, Acton and Myrvik, 1970

Ehrlich, 1966 ;- Henry, Ehrlich and Blair, 1969

APPENDIX B5

Changes in lung function in humans caused by nitrogen dioxide (Modified from

wno ,

in press)

Concen— Length of exposure

(days) (time/day)

1 hr

10 min

15 min

40 breaths

15 min

15 min

1 hr

10 min

2 hrs

Sensitivity of the respiratory tract to carbachol increased, as measured by R spec.*

aw Increase in inspiratory and expi- ratory flow resistance, decrease in compliance

Increased airway resistance

Increased airway resistance

Increased airway resistance

Increased airway resistance; increased AaDO *; unequal distribution of ventilation; DL * slightly decreased in healthy suggects

No further increase of AaDO2 compared with 15 min exposure

Decrease in lung compliance with corresponding increases in expira— tory and inspiratory maximum response

Significant increase of airway resistance and decrease of

AaD02

Subjects References Asthma- Orehek et al., tics 1976 Healthy Suzuki and subjects Ishikawa,

1965 Healthy Nieding et al., subjects 1971 Healthy Stresemann and subjects Nieding, 1970 Healthy Nieding and subjects Krekeler, 1971 and chronic bronchi— tics Healthy Nieding et al., subjects 1970, 1973 and chronic bronchi— tics Healthy Nieding et al., subjects 1973 and chronic bronchi— tics Healthy Abe, 1967 subjects Healthy Nieding and subjects Wagner, 1974 with light inter— mittent exercise

_________________________————_—- trati n (mg/m ) 0.19- 1 0.38 1.3— 1 3.8 3.0— 1 3.8 9.4 1 9.4— 1 15 9.4 1 9.4 1 7.5— l 9.4 9.4 l * R aw spec. AaDO DL 2 co

gas volume — Alveolar to arterial oxygen pressure difference — Specific airway resistance, i.e. airway resistance times thoracic

Diffusing capacity of the lung for carbon monoxide

1) The original data are usually given in ppm. A factor of 1.88 has been used to convert the figures into mg/m with 2 significant digits.

APPENDIX C

CANCERRISKER FRÅN FOSSILELDADE KRAFTVERK

av Lars Högberg och Per Strangert

l BEGREPPET KOLLEKTIVT EXPOSITIONSTILLSKOTT

En av slutsatserna från Karolinska institutets internationella symposium om luftföroreningar den 8-11 mars 1977 var att det på nuvarande kunskapsnivå är rimligt att räkna med ett linjärt samband mellan tillskott i expositionen för allmänna luftföroreningar och ökning i risk för lungcancer i befolkningsgrupper med ett normalt inslag av rökare. Antagandet om ett linjärt samband är helt likvärt med motsvarande antagande inom strålskyddsområdet. Därmed blir det också inom luftföroreningsområdet meningsfullt att använda begreppet kollektivt expositionstillskott som en utgångspunkt för att uppskatta risken för att man får ett ökat antal lungcancerfall i en stor befolkningsgrupp - låt vara att denna ökning liksom på strålsidan vanligen utgör en så liten del av det totala antalet fall i gruppen att man ej kan mäta ökningen statistiskt.

l)

Måttet på det kollektiva expositionstillskottet blir:

(antalet utsatta personer) x (tillskottet i halt av luftföroreningar (t ex i ng/m )) x (exponerings— tid).

Eftersom det är fråga om sena effekter är det vanligen rimligt att räkna med tillskottet i årsmedelvärde för halten av en viss luftförorening och räkna expositionstillskottet per år. Sorten för det kollektiva expositionstillskottet blir då man ng/m och år.

1) Egentligen borde man ange dostillskott. Man kan dock anta en enkel omräkningsfaktor (för risk— beräkningarna betydelselös) mellan upptagen dos i lungan och luftföroreningshalt i omgiv— ningsluften.

EXPOSITIONSTILLSKOTT

Vid det inledningsvis åberopade symposiet konsta— terade man att "5—10 cancerfall per 100.000 män och år kan vara förorsakade av luftföroreningarna i stadsluft”. Benzo(a)pyrenhalten i luften tas ofta som ett, låt vara bristfälligt, mått på luftföroreningarna i cancerriskavseende Typiska värden för städer i Europa är 5—10 ng/m . Om man räknar med ett rätlinjigt samband mellan nedsmutsning och cancerrisk, vilket symposiet uttalade sig för, kan man få ett siffervärde på riskerna från tillkommande utsläpp. Man får för hela befolkningen av både män och kvinnor en3 risk av ca 0,5 fall per 100.000 man per ng/m och år. Detta ligger också nära den risksiffra som kan räknas fram ur yrkesmedicinska undersök— ningar (Pike, 1975).

3 EXPOSITIONSTILLSKOTT FRÅN FOSSILELDADE KRAFTVERK

Det finns flera viktiga reservationer som måste göras innan man gör en uppskattning av cancer— tillskott från ett kraftverk. En är att kraft— verkets lokalisering är betydelsefull. Överslags— beräkningen i det följande utgår från ett kraftverk i sydligaste Sverige. Om det i stället ligger norrut i Sverige, hinner utspädning och uttvättning på vägen ned mot centrala Europa troligen gå längre och kollektivexpositionen blir mindre. En felkälla vid beräkningen samman— hänger med att använda benzo(a)pyrenhalten som index för föroreningshalten i stort. Stoft och andra föroreningar från ett kraftverk kanske inte verkar på samma sätt som den blandning av föroreningar man har i en tätort. Där förekommer föroreningar även från trafiken och från olika industriella processer, och man vet inte mycket om vilka ämnen som spelar en verklig roll vid uppkomsten av lungcancer. Man vet dock att en förhållandevis stor del av föroreningarna — omkring en tredjedel i en svensk stad — kommer från förbränning av olja i pannor av olika slag. Risktillskottet från kraftverket kan vara avsevärt mindre, nämligen om andra komponenter i stadsluften än de som kommer från oljeförbränning utgör den huvudsakliga riskfaktorn. Ej heller är det uteslutet att risktillskottet är större än vad enbart tillskottet i benzo(a)pyren som indikatorsubstans anger. Det bör sålunda påpekas i detta sammanhang att, mätt i förhållande till benzo(a)pyrenhalten, är halten av luftföroreningar som 502 och NOx avsevärt högre i utsläpp från fossileldade kraftverk än i stadsluft.

SOU l977:68 2 UPPSKATTNING AV CANCERRISK FÖR VISST :

ä ! g i

Ytterligare en osåkerhetskälla är att benzo(a)— pyrenhalten i utsläpp från kraftverk inte är tillfredsställande känd. Amerikanska mätningar redovisade vid symposiet (D Natusch, professor of chemistry, Colorado State University, Fort Collins, USA) tyder på att en stor del av den benzo(a)pyren som bildas vid förbränningen kondenseras på stoftpartiklar först i samband med att röken svalnar sekunderna efter det den lämnat skorstenen. Om man beräknar benzo(a)pyren- halten utifrån prov tagna i skorstenen, kan man få stora fel som gör att riskerna från förore— ningarna underskattas kraftigt.

Slutligen är den kemiska stabiliteten hos olika luftföroreningar i de flesta fall dåligt känd. Det är dock känt, bl a genom norska mätningar, att inte bara svavelföreningar utan även poly— aromatiska kolväten tydligen kan transporteras förhållandevis långväga med luftmassor inom Europa.

3.2. Jämförelse mellan kollektiva expositions— tillskott i närzon och fjärrzon

Den kollektiva expositionen till följd av all— männa luftföroreningar för befolkningen i de båda modellstäderna har beräknats i del 2 av SNv:s underlagsrapport under vissa antaganden om föroreningssituationen 1985. I den större staden med 200.000 invånare har kollekäivexpositionen beräknats till 410.000 man ng/m år. I den mindre med 25.090 invånare beräknas den till 12.000 man ng/m år; I den mindre staden är det inte bara färre invånare, de andas också in något renare luft (Se avsnitt 2.9.1 i SNV:s underlagsrapport).

Tillskott i närzonen

Tillskottet från ett kraftverk till den kollektiva expositionen för benzo(a)pyren i den mindre staden har i avsnitt 2.9.1 uppskattats till följande värden i elproduktionsalternativen I-IV:

3 .

Alt I: 75 man ng/m ar Alt II: 75 " Alt III: 30 " Alt IV: 30 "

Tillskott i fjärrzonen

En uppskattning av tillskottet i kollektivexposi— tion räknat över hela Europa blir beroende av flera osäkra antaganden och siffervärden. Benzo(a)pyren och de besläktade kolvätena kan på vägen mellan källan och platser långt nere i Europa under solljusets inverkan möjligen

omvandlas till ofarliga ämnen. Ämnena är för övrigt bundna till stoftpartiklar, som tvättas ut av regn.

AB Atomenergi har på naturvårdsverkets uppdrag gjort beräkningar av kollektiva expositionstill- skott för någorlunda stabila luftföroreningar (som bryts ned eller tvättas ut till hälften efter 1 respektive 10 dygn) spridda från en hög skorsten (250 respektive 180 m) i Sydsverige. Man har i alla tillämpliga delar använt samma beräkningsprogram som för beräkning av kollektiv— dos av luftburna, radioaktiva utsläpp från ett kärnkraftverk.

Om man räknar med att utsläppen elimineras ur luften under loppet av kanske en månad (halverings— tid i atmosfären sätts till tio dagar) skulle kollgktivexpositionen bli ca 4.500—125000 man ng/m år, räknat på ett 1000 MW—verk . Till— skottet i kollektivexposition i fjärrzonen skulle således kunna bli hundratals gånger större än i närzonen.

4 BERÄKNING AV TILLSKOTT I CANCERRISK

Den allmänna bakgrunden av luftföroreningar i den större modellstaden kan ge ett förväntat tillskott i antalet lungcancerfall om 410.000 x 0,5/100.000 = ungefär 2 fall per år.

För den mindre staden om 25.000 invånare blir antalet 0,06 per år. Vid förläggning av ett kraftverk i den mindre orten tillkommer vissa föroreningar, och ökningen av förväntat antal lungcancerfall skulle bli 0,0002—0,0004 per år.

Den kollektiva expositionen tagen över hela Europa skulle ge ett tillskott i förväntat antal fall av lungcancer på 0,04 till 0,12 fall per år räknat för ett 2000 MW—verk, således mycket mera än i kraftverkets närhet enbart.

Osäkerheterna är naturligtvis ytterst stora i en sådan övgrslagsberäkning. Siffran 0,5/100.000 man ng/m år kan först och främst slå uppåt eller nedåt med en faktor 2 med hänsyn till variationerna i benzo(a)pyrenhalterna i europeiska

1) Se SNV:s underlagsrapport, avsnitt 2.9.3.3. Vi har då räknat med att ett 1000 MW-verk släpper ut 20—50 kg benzo(a)pyren per är (lägre värdet avser kol, högre värdet olja). I likhet med motsvarande dosuppskattningar för radioaktiva utsläpp från reaktorer har vi sålunda använt beräknade övre gränser för utsläppta mängder.

städer som används i beräkningarna. Därtill kommer frågan om benzo(a)pyren är en representa— tiv indexsubstans och om de utsläppta mängderna från kraftverket är säkert kända. Vidare är det osäkert hur länge de skadliga ämnena i utsläppen håller sig kvar i luften. Antagandet om 50% eliminering efter 10 dagar är bara en hypotes. Det är sålunda en rimlig bedömning att osäker— heten i de beräknade risktillskotten utan vidare kan röra sig om en faktor lO—lOO.

5 SAMMANFATTANDE SLUTSATSER

Ett fossileldat kraftverk utsätter invånarna i en tätort nära intill för en något förhöjd halt av luftföroreningar. Även om tillskottet är litet, kan man i princip räkna med en viss förhöjning av det förväntade antalet fall av lungcancer på orten. ökningen är dock så liten — troligen långt under ett extra fall per sekel — att den aldrig statistiskt kan fastställas. Inte heller är det meningsfullt att ta hänsyn till den vid en riskvärdering.

Föroreningarna kan emellertid spridas över stora delar av Europa innan de försvinner ur atmosfären. De kan då passera över befolkningscentra i Mellaneuropa. Även om de små tillskotten från ett svenskt kraftverk är starkt utspädda, är det ett mycket stort antal människor som utsätts. Den totala expositionen kan bli många gånger den i kraftverkets närhet. Detta kan medföra en ökning av antalet förväntade cancerfall med något fall per ett tiotal driftår för ett 2000 MW-verk. Denna ökning kommer givetvis liksom ökningen i närzonen att helt drunkna i de slump— mässiga variationerna i antalet cancerfall per år i Europa. Detta gäller bidraget från det en— skilda kraftverket. Skulle man emellertid bortse från detta bidrag varje gång man bygger ett nytt kraftverk, kan ändå de sammanlagda bidragen från ett stort antal kraftverk bygga upp en betydande hälsorisk. Principiellt blir resonemanget lik— artat med det som förs inom strålskyddsområdet vad gäller kärnkraftanläggningar.

Med de osäkerheter som föreligger i faktaunder- laget (avsnitt 3.1 ovan) kan givetvis beräkning— arna av risktillskotten inte betraktas som förutsägelser av antalet extra cancerfall som kommer att inträffa. De kan endast ge en mycket grov uppskattning av storleken av de risktillskott det kan vara fråga om.

Man kan slutligen ställa frågan om osäkerheten i uppskattningen av cancerrisken från fossileldade kraftverk är godtagbar. Man kan då jämföra dels med säkerheten i uppskattning av andra kemiska

hälsorisker, dels med de krav på säkerhet i riskuppskattningen som ställs inom kärnkrafts— området.

Statens offentliga utredningar 1977

Kronologisk förteckning

40. 4 I. 42 43. 44, 45. 46. 47. 48. 49. 50. 51. 52. 53. 54. 55. 56. 57.

58.

59.

60.

SDPNPQFPNT'

Totalförsvaret 1977—82. Fö, Bilarbetstid. K. Utbyggd regional näringspolitik. A. Sjukvårdsavfall. Jo. Kvtnnlig tronföljd. Ju. Översyn av det skatteadministrativa sanktionssystemet 1. B. Rätten till vapenfri tiänst. Fö. Folkhögskolan 2. U. Betygen i skolan, U.

. Utrikeshandelsstatistiken. E. . Forskning om massmedier. U

Kommunal och enskild väghållning. K Sveriges samarbete med u-Iändema. Ud. Sveriges samarbete med u—Iänderna. Bilagor. Ud. Handelsstälsmdustrin inför 1980-talet. I. Handelsstälsindustrin inför 1980-talet. Bilagor. I. , Översyn av jordbrukspolitiken. Jo.

Inflationsskyddad skatteskala 8. Radio och tv 1978—1985, U. Kommunernas ekonomi 1975—1985. 8.

. Svensk underwsning i utlandet. U. . Arbete med näringshjälp. A. . Psykiskt störda lagöverträdare, Ju. Näringsidkares avbetalningsköp rn. rn. Ju. , Båtliv 2. Registerfrågan. Jo. . Kvinnan och försvarets yrken. Fö. . Revision av vattenlagen. Del 4. Förslag till ny vattenlag. Ju. Kortare väntetider i utiänningsärenden. A. Konkursförvaltning. .Ju. Elektronmusik | Sverige, U. . Studiestöd, U. . Konsumentskydd vid köp av begagnad personbil. Ju. . Allmänflygplats—Stockholm. K. . |nrikesflygplats—Stockholm. K. . Inrikesflygplats—Stockholm. Bilagor. K. . Ersättning för brottsskador. Ju, . Underhåll till barn och frånskilda. Ju.

Folkbildningen i framtiden. U. . Företagsdemokrati i kommuner och landstingskommuner.

Kn. Socialtjänst och socialförsäkringstillägg, S. Socialtjänst och socialförsäkringstillägg. Sammanfattning. 5, Krtinofogdemyndigheterna. Kn. Koncentrationstendenser inom byggnadsmaterialindustrin. I. Skyddad verkstad—halvskyddad verksamhet. A. Information vid kriser. H. Pensionsfrågor m. m, 8. Billingen, !. Översyn av de speciella statsbidragen till kommunerna. B. Översyn av rättshjälpssystemet. Ju. Häktning och anhållande. Ju. Fusioner och förvärv i svenskt näringsliv 1969—73. H. Forskningspolitik. U. Sektorsanknuten forskning och utveckling. Expertbilaga 1. U. Information om pågående forskning. Expertbilaga 2, U. Forskning i kontakt med samhället. Expertbilaga 3. U. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. I. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga A. |. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga 8. I. i Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga C. |. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga D. |.

61,

62.

63. 64. 65. 66. 67. 68.

Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga E. I. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga F. |. Fortsatt högskoleutbildning. U. STUs stöd till teknisk forskning och innovation. I. Kommunernas gatuhållning. Bo. Patienten i sjukvården - kontakt och information. S.

Energi, hälsa, miljö. Jo. Energi, hälsa, miljö: Hälso- och miljöverkningar vid användning av fossila bränslen. Jo

Statens offentliga utredningar 1977

Systematisk förteckning

Justitiedepartementet

Kvinnlig tronföljd. [5] Psykiskt störda lagöverträdare. [23] Näringsidkares avbetalningsköp rn. rn. [24] Revision av vattenlagen. Del 4. Förslag till ny vattenlag. [27] Konkursförvaltning. [29] Konsumentskydd vid köp av begagnad personbil. [32] Ersättning för brottsskador. [36] Underhåll till barn och frånskilda. [37] Översyn av rättshjälpssystemet. [49] Häktning och anhällande. [50]

Utrikesdepartementet

Biståndspolitiska utredningen. 1. Sveriges samarbete med u- länderna. [13] 2. Sveriges samarbete med u—länderna. Bilagor. [14]

Försvarsdepartementet

Totalförsvaret 1977—82. [ 1] Rätten till vapenfri tjänst. [7l Kvinnan och försvarets yrken. [26]

Socialdepartementet

Socialutredningen. 1. Socialtjänst och socialförsäkringstillägg. [40] 2, Socialtjänst och socialförsäkringstillägg. Sammanfattning. [41] Pensionsfrågor m. m. [46] Patienten i sjukvården — kontakt och information. [66]

Kommunikationsdepartementet

Bilarbetstid. [2] Kommunal och enskild väghållning. [12] Allmänflygplats—Stockholm. [33] Brommautredningen. 1. Inrikesflygplats—Stockholm. [34] 2. Inrikes- flygplats—Stockholm. Bilagor. [35]

Ekonomidepartementet Utrikeshandelsstatistiken. [ 10]

Budgetdepartementet

Översyn av det skatteadministrativa sanktionssystemet 1.16] Inflationsskyddad skatteskala. [18] Kommunernas ekonomi 1975—1985. [20] Översyn av de speciella statsbidragen till kommunerna. [48]

Utbildningsdepartementet

Folkhögskolan 2. [8] Betygen i skolan, [9] Forskning om massmedier. [1 1] Radio och tv 1978—1985. [ 19] Svensk undervisning i utlandet. [21] Elektronmusik i Sverige. [30] Studiestöd. [31] Folkbildningen i framtiden. [38] Forskningsrådsutredningen. 1. Forskningspolitik. [52] 2. Sektorsan- knuten forskning och utveckling. Expertbilaga 1.[53] 3. Information om pågående forskning. Expertbilaga 2. [54] 4. Forskning i kontakt med samhället. Expertbilaga 3. [55] Fortsatt högskoleutbildning. [63]

Jordbruksdepartementet

Sjukvårdsavfall. [4] Oversyn av jordbrukspolitiken. [ 17]

Båtliv 2. Registerfrågan. [25] Energi- och miljökommittén. 1. Energi, hälsa, miljö. [67] 2. Energi, hälsa, miljö: Hälso- och miljöverkningar vid användning av fossila bränslen. [68]

Handelsdepartementet

Information vid kriser. [45] Fusioner och förvärv i svenskt näringsliv 1969—73. [51]

Arbetsmarknadsdepartementet Utbyggd regional näringspolitik. [3]

Arbete med näringshjälp. [22] Kortare väntetider i utlänningsärenden. [28] Skyddad verkstad—halvskyddad verksamhet. [44]

Bostadsdepartementet Kommunernas gatuhållning. [65]

Industridepartementet

Handelsstålsutredningen. 1. Handelsstålsindustrin inför 1980—talet. [15] 2. Handelsstålsindustrin inför 1980-talet. Bilagor. [16] Koncentrationstendenser inom byggnadsmaterialindustrin. [43] Billingen. [47] Delegationen för energiforskning. 1. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. [56] 2. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga A. [57] 3. Energi - program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga B. [58] 4. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga C. [59] 5. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga D. [60] 6. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga E. [61] 7. Energi -— program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga F. [62] STUs stöd till teknisk forskning och innovation. [64]

Kommundepartementet

Företagsdemokrati i kommuner och Iandstingskommuner. [39] Kronofogdemyndigheterna. [42]

., ..,;-

llr' n | |' || .' lik.-"- ... , " ": .r'. d'.-"lla ' ": ,.u'i'. .. ' ' .' 'I".'..="*, ii.. ' HRM" llh In., .i.” ||| ' ': '. l., ' . i' . ,,,- .'.il ||, ii ,, ., lil I'M nl” 'iii'lujjl .:| || . - II,.I ' — -.:l . '[ll . . . | II ,i ' . i.. [IT , ||

Energi- och miljökommitténs sammanfattande slutbetänkande Energi, Hälsa, Miljö (SOU 1977 :67 ) bygger på ett omfattande tekniskt och vetenskapligt underlag vars huvuddel redovisas i detalj i tre bilagor om fossila bränslen (SOU 197 7:68), kärnkraft (SOU 1977:69) och ar- betsmiljö (SOU 1977z70).