| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Miljøzoner, partikler og sundhed

7. De miljø- og sundhedsmæssige konsekvenser

I dette kapitel redegøres for de miljø- og sundhedsmæssige konsekvenser af indførelse af et krav om partikelfiltre i miljøzoner

7.1 Metode og forudsætninger

For at vurdere de miljø- og sundhedsmæssige konsekvenser af indførelse af miljøzoner i byer i Danmark, er der som tidligere nævnt udvalgt tre case-byer for nærmere undersøgelser: København, Aalborg og Vejle. Resultaterne for case-byerne kombineret med en landsdækkende undersøgelse af konsekvenserne danner efterfølgende grundlag for at beskrive konsekvenserne af at indføre miljøzoner i hhv. de 4 og de 10 største byer.

I de foregående kapitler er det beskrevet hvordan transportører forventes at reagere ved forskellige grader af medfinansiering til montering af filtre.

Medfinansieringsgradens sammenhæng med antal køretøjer, som ville få monteret filtre og det samlede trafikarbejde i miljøzonerne samt det trafikarbejde, som køretøjerne ville udføre udenfor miljøzonerne, blev bl.a. undersøgt. Medfinansieringsgraden var 0%, 50% og 100% i scenarierne.

Undersøgelsen viste, at medfinansieringsgraden kun har en beskeden indflydelse på det antal køretøjer, som ville få monteret filtre, og derfor kun en marginal betydning for trafikarbejdet udført med filtre, se kapitel 16. I de følgende effektvurderinger er der derfor som udgangspunkt regnet med uændret trafikarbejde, men samtidig er det antaget, at samtlige køretøjer over 6 tons udstyres med partikelfilter.

Partikelbidraget fra trafikken består af den direkte partikelemission fra udstødningen. Der er endvidere et indirekte bidrag fra dækslid, bremseslid, vejslid og støvophvivling, hvilket partikelfiltre selvfølgelig ikke påvirker. Det har kun været muligt at vurdere det samlede partikelbidrag fra trafikken, og det har ikke været muligt at adskille størrelsen af det direkte og indirekte bidrag. Der hersker endvidere stor videnskabelig usikkerhed om deres indbyrdes bidrag. I scenariet er det forudsat, at partikelfiltre har en effektivitet på 80% både i forhold til partikelmasse og -antal. Denne effektivitet er dokumenteret i forhold til det direkte partikelbidrag. Såfremt det indirekte bidrag er meget stort, hvilket nogle emissionsopgørelser tyder på, vil reduktionen i partikelforureningen således bliver overvurderet.

7.1.1 Metode for miljø- og sundhedsvurdering

Sundhedsvurdering

For at kunne foretage en sundhedsvurdering af effekten af at indføre miljøzoner, er det nødvendigt at belyse de forhold, som har indflydelse på sundhedseffekter som følge af eksponering med partikelforurening, se Figur 7.1 nedenfor.

Figur 7.1
Kilde-effekt kæden for vurdering af de sundhedsskadelige effekter af luftforurening med partikler

Kilde-effekt kæden

Trafikkens emission spredes, fortyndes og omdannes i omgivelserne, og resulterer i forringelse af luftkvaliteten (koncentration). Eksponering er en persons kontakt med et luftforurenende stof, og adskiller sig fra dosis, som er mængden af stof, som indåndes.

Befolkningens eksponering afhænger især af de demografiske forhold (by, land), befolkningens tids- og aktivitetsmønster dvs. hvor længe de opholder sig på forskellige lokaliteter, samt af forureningsniveauet på disse lokaliteter (mikromiljøer). Da befolkningen opholder sig omkring 90% af tiden indendørs er forholdet mellem udendørs- og indendørs luftforurening vigtig herunder indendørskilder. Selvom transporttiden i gennemsnit kun udgør omkring en time vil de højeste koncentrationer.

Alt andet lige vil forureningen stige med stigende bystørrelse, trafiktæthed samt tæthed og højde af gaderummet. Eksponeringen er tilsvarende stigende jo flere mennesker, der opholder sig i disse områder. Miljøzoner tænkes netop indført i de største byer, hvor koncentrationerne er højest og hvor befolkningstætheden samtidig er høj.

De epidemiologiske undersøgelser, som ligger til grund for vurdering af de sundhedsskadelige effekter af luftforurening, er baseret på en analyse af sammenhængen mellem partikelforureningen målt på faste målestationer og sundhedsdata (dødelighed og sygelighed). Disse målestationer er såkaldte bybaggrundsstationer dvs. målinger foretages i tagniveau for at repræsentere det generelle forureningsniveau. På landet er det såkaldte regionale baggrundsstationer. Dette er imidlertid en grov indikation for den personlige eksponering, som vil være meget forskellig fra person til person afhængig af tids- og aktivitetsmønstre mv.

I de epidemiologiske undersøgelser kan faste målestationer derfor primært bruges til at belyse sammenhængen mellem forureningsniveauer i forskellige byer og sygelighed, samt sammenhængen mellem den tidslige variation i forureningen og i sygelighed.

Den metode, som er tilstræbt for den sundhedsmæssige vurdering af partikelforureningen i nærværende projekt er baseret på en grov metode opstillet af WHO med Østrig, Frankrig og Schweiz som cases (WHO 1999). Denne metode foreskriver at befolkningsdata skal opstilles i forskellige forureningskategorier baseret på årsmiddelniveauer af PM₁₀ niveauer i bybaggrunden og i den regionale baggrund på landet.

Denne metode har været anvendt til vurdering af indførelse af partikelfiltre på alle tunge køretøjer i Danmark (Palmgren et al. 2001). Metoden og resultaterne heraf er nyttiggjort i forbindelse med vurdering af de miljø- og sundhedsmæssige konsekvenser af indførelse af miljøzoner i casebyerne og hhv. de 4 og de 10 største byer.

Det er kun for København, hvor det har været muligt at foretage detaljerede vurderinger af effekten af indførelse af partikelfiltre, idet der foreligger emissionsopgørelser, modelberegninger af luftkvalitet samt validering af modelberegninger i forhold til luftkvalitetsmålinger. Resultaterne herfra er derfor generaliseret til de øvrige casebyer Aalborg og Vejle, samt til de 4 og 10 største byer.

7.1.2 Modelområde og miljøzonen i København

Den geografiske udstrækning af miljøzonen i København er vist i Figur 7.2. Det gitternet bestående af 2x2 km² celler, hvor der foreligger en opgørelse af trafikemissionen samt luftkvalitetsberegninger, er ligeledes illustreret i figuren. I beregningerne er de celler medtaget, hvor miljøzonen udgør en væsentlig del af cellen: c4-c6, d3-5, e2-e6 og f2-f4.

Figur 7.2
Miljøzonen i København og udstrækningen af gitternet, hvor der foreligger emissionsopgørelser og luftkvalitetsberegninger.

Tilsvarende detaljerede emissionsopgørelser og luftkvalitetsberegninger foreligger ikke for Aalborg og Vejle. Den geografiske udstrækning af miljøzonerne i henholdsvis Aalborg og Vejle fremgår af bilag A.

7.2 Partikelemission

I dette afsnit gennemgås kort, hvordan partikelemissionen fra trafikken bestemmes i nationale emissionsopgørelser. Disse opgørelser kan imidlertid ikke anvendes direkte til vurdering af miljøeffekten af miljøzoner. Der er derfor anvendt en emissionsopgørelse gennemført for København for NO_x sammen med forholdet mellem PM₁₀ og NO_x bestemt ud fra engelske undersøgelser. Sammen med en vurdering af trafikarbejdet i miljøzonen i København er det herefter muligt at vurdere PM₁₀ emissionen fra trafikken og reduktionen ved montering af partikelfiltre.

7.2.1 Nationale emissionsopgørelser

Den direkte partikelemission fra udstødningsrøret fra trafikken afhænger af trafikmængder, køretøjssammensætning, alderssammensætning (emissionsteknologi), køremønster mv. I nationale emissionsmodeller (fx COPERT) forenkles dette til trafikarbejdet (bestand gange årskørsel) fordelt på køretøjskategorier, køremåder (fx by, motorvej mv.) samt emissionsfaktorer, som afhænger af rejsehastighed, udetemperatur (koldstart) mv.

For partikler er der endvidere et bidrag fra andre kilder end udstødningsrøret. Det gælder mekanisk dannet partikler, som emitteres direkte fra køretøjet under kørsel (dækslid, bremsebelægninger) samt ophvirvlet vejstøv. Nationale emissionsmodeller opgør endnu ikke disse bidrag.

Den efterfølgende gennemgang af den nationale emissionsopgørelse fra vejtransport er udarbejdet med udgangspunkt i et notat fra Miljøstyrelsen (Iversen 2001).

Emissionen fra trafikken afhænger af trafikmængderne og emissionsfaktorer (fx gram partikler pr kørt km). Opgørelser af vejtrafikkens emissioner af partikler omfatter normalt alene dieseldrevne køretøjer. Emissionen fra benzindrevne køretøjer medtages ikke, fordi partikelemissionen – på vægtbasis - anses for ubetydelig i forhold til dieseldrevne køretøjer. Dette er dog en sandhed med modifikationer, idet selv en lille partikelemission fra personbiler kan give et ikke uvæsentligt samlet bidrag, forbi der er mange personbiler. Heller ikke andre køretøjsrelaterede emissioner, som f.eks. dækslitage, materiale fra bremsebelægninger, ophvirvlet vejstøv m.m. har været medtaget. Opgørelserne er baseret på målinger af emissioner fra udstødningsrøret, som bestemmes i laboratorierne ved standardiserede målemetoder. Partikler er i den sammenhæng defineret som alt materiale, der opsamles på et filter. Med udgangspunkt i disse målinger omstilles emissionsmodeller til fx nationale emissionsopgørelser eller detaljerede modeller, som forsøger at beskrive emissionen på en vejstrækning afhængig af køremåde mv.

I forbindelse med de årlige rapporteringer til EU om luftforurening i Danmark, udarbejdes der opgørelser over den nationale partikelemissionen fra dieseldrevne køretøjer (COPERT II-modellen). Udviklingen (i 1000 tons) i perioden 1990-1999 fremgår af nedenstående tabel. For vejtransporten som helhed har der været et fald på omkring 25%, men der kun har været i meget beskedent fald for den tunge trafik.

Figur 7.3
Udviklingen i partikelemissionen (mio. tons), baseret på COPERT II

Fordelingen på vejtyper og områder

Beregningerne indeholder detaljer om de enkelte køretøjskategorier og fordeling på by- og land. F.eks. kan 1999-tallene for dieseldrevne køretøjer opdeles som vist i følgende tabel, og baseret på den nationale emissionsopgørelse (COPERT II).

Tabel 7.1
Partikelemissionen fra dieseldrevne køretøjer i 1999 (COPERT II)

Note 1) Ikke alle rutebusser og turistbusser i tabellen ovenfor er over 6 tons.

Ifølge den nationale opgørelse skulle omkring 32% af partikelemissionen på byveje stamme fra den tunge trafik. Det ses også, at varebiler vurderes at give et stort bidrag til partikelemissionen. De efterfølgende beregninger for København viser et ca. halvt så stort bidrag fra varebiler og et større bidrag fra den tunge trafik.

7.2.2 Partikelemission i København

Emissionen er beregnet med en videreudviklet udgave af Urban Emission Model (UEM), som oprindeligt blev opstillet af Vejdirektoratet (Vejdirektoratet 1996). Emissionsmodellen dækker et bymæssigt areal på 151 km² omkring Jagtvej i København, se den tidligere viste figur 2.1. For hver gridcelle indeholder modellen oplysninger om trafikmængder og køretøjssammensætning på vejene. Trafikdata stammer fra omkring 1996. Der forventes ikke væsentlige trafikstigninger fra 1996-2000, især ikke i de centrale byområder. Emissionsfaktorerne (g/km) er fra 2000 og er baseret på EU’s COPERT III emissionsmodel (Ntziachristos et al. 1999). Forudsætninger og metode er nærmere beskrevet i Jensen et al. (2000).

Trafikarbejdet inden for miljøzonen i København er beregnet ud fra UEM modellen, idet de gitterceller, som dækker miljøzonen er medtaget. UEM trafikarbejdet er endvidere sammenlignet med vurderinger af trafikarbejdet i miljøzonen i København, se Tabel 7.1. Det er bemærkelsesværdigt, at UEM modellen og det til dette projekt skønnede trafikarbejde har den samme procentvise fordeling af lastbiler og busser, men det skønnede trafikarbejde er dobbelt så stort som UEM modellens resultater. Der er en række forskelle i de metoder, der er anvendt til vurdering af trafikarbejdet. UEM modellen anvender årsdøgntrafik, mens der i dette projekt anvendes hverdagsdøgntrafik, som er omkring 10% højere. UEM angiver trafikarbejdet i 1996, men dette projekts vurdering angiver det i 2000. I miljøzonen kan der imidlertid ikke forventes at have været større trafikstikninger de seneste år (Jensen et al. 2000). Disse forhold gør, at UEM undervurderer i forhold til projektets vurdering. Til gengæld overvurderes trafikarbejdet lidt i miljøzonen i UEM, fordi de medtagne gitterceller har en lidt større udstrækning end miljøzonen. Da dette projekts vurderinger i høj grad er baseret på Københavns Kommunes trafiktal, er det svært at forklare, hvorfor forskellen er så stor. I forbindelse med vurdering af partikelemissionen i miljøzonen er trafikarbejdet fra UEM modellen anvendt, idet disse antagelser passer, når spredningsmodellens resultater sammenlignes med luftkvalitetsmålinger. Dette er en indikation af, at trafikarbejdet og emissionen er godt bestemt.

Tabel 7.2
Sammenligning af trafikarbejdet i UEM modelområde og i miljøzonen i Kbh. opgjort ved forskellige metoder

Se her!

Trafikarbejde i og udenfor miljøzonen i København

Til dette projekt er trafikarbejdet udført uden for miljøzonen af den tunge trafik med ærinde i miljøzonen ligeledes vurderet. Uden for miljøzonen antages i det følgende at være inden for UEM’s modelområdet, selvom noget af trafikarbejdet uden for miljøzonen også vil være uden for UEM’s modelområde.

Tabel 7.3
Trafikarbejde udført uden for miljøzonen af tung trafik med ærinde i miljøzonen

Som det fremgår af Tabel 7.3 fordeler trafikarbejdet for den tunge trafik, som har ærinde i miljøzonen, sig på omkring 32% i miljøzonen og 68% udenfor miljøzonen. De tilsvarende tal for alt tung trafik i UEM er hhv. 26% og 74%. Disse størrelser er dog ikke helt sammenlignelige, idet UEM estimaterne både indeholder den tunge trafik med ærinde i miljøzonen og den tunge trafik som kun kører uden for zonen.

Trafikarbejdet ifølge UEM er 125.000 vognkm pr. dag i miljøzonen. Hvis man med ovenstående forudsætninger antager, at dette udgør 32% af den tunge trafiks trafikarbejde i miljøzonen og dermed 68% uden for miljøzonen, fås et samlet trafikarbejde på 266.000 vognkm pr dag udenfor miljøzonen. Den tunge trafik med partikelfiltre inden for hele UEM’s modelområde vil således være omkring 76%, såfremt der var krav om en miljøzone i København, og trafik uden for miljøzonen antages at foregå inden for modelområdet. Dette indikerer, at en væsentlig del af den tunge trafik inden for modelområdet må formodes at have partikelfiltre, såfremt der var krav om filtre i miljøzonen. I de efterfølgende beregninger er der derfor gennemregnet to situationer: (1) antagelse om at der kun er partikelfiltre på tunge køretøjer i miljøzonen, som vil give et minimum og (2) antagelse om at der er partikelfiltre på alle tunge køretøjer i UEM modelområdet, som vil give et maksimum. Det rigtige niveau formodes at ligge tættere på det maksimale skøn end det minimale.

Partikelemissionen baseret på NO_x emission beregnet med UEM modellen samt emissionsforholdet mellem PM₁₀ og NO_x (se Tabel 7.3) – bestemt i en engelsk undersøgelse – er vist i Tabel 7.4. Emissionsforholdet mellem PM₁₀ og NO_x i den engelske undersøgelse viste sig at være i bedre overensstemmelse med det målte forhold i luften end emissionsforholdet mellem PM₁₀ og NO_x i danske emissionsopgørelser baseret på COPERT (Palmgren et al. 2001). Derfor er forholdet i den engelske undersøgelse lagt til grund for vurdering af PM₁₀ emissionen.

Tabel 7.4
Anvendt forhold mellem PM₁₀ og NO_x for estimering af PM₁₀ emissionen ud fra NO_x emissionen

Tabel 7.5
Estimering af PM₁₀ emissionen fra trafikken i den Københavnske miljøzone i den nuværende situation og i scenariet med partikelfiltre på den tunge trafik

Det ses, at omkring 48% af PM₁₀ emissionen i miljøzonen i København stammer fra den tunge trafik. For hele Storkøbenhavn (det som dækkes af UEM modellen) er det tilsvarende tal 50%.

Såfremt det antages, at partikelfiltrene reducerer emissionen med 80% vil der være en reduktion på 38% i PM₁₀ emissionen inden for miljøzonen, såfremt alle tunge køretøjer fik monteret partikelfiltre i miljøzonen. Reduktionen i forhold til hele modelområdet, hvor det kun antages, at der er filtre på de tunge køretøjer indenfor miljøzonen er på 14%, og reduktionen er på 40%, såfremt man antager, at alle tunge køretøjer inden for både miljøzone og uden for miljøzonen (dvs. hele modelområdet) har monteret partikelfiltre.

I Tabel 7.6 er vist PM₁₀ emissionsfaktorer for miljøzonen i København ud fra trafikarbejdet og PM₁₀ emissionen i zonen. Årsdøgntrafik er omregnet til hverdagstrafik ved brug af faktoren 1,11. Disse emissionsfaktorer anvendes til at estimere PM₁₀ emissionen i miljøzonerne i Aalborg og Vejle.

Tabel 7.6
PM10 emissionsfaktor baseret på trafikarbejdet på hverdage i miljøzonen i København og PM10 emission

7.2.3 Partikelemission i miljøzonerne i Aalborg og Vejle

PM₁₀ emissionen i hhv. Aalborg og Vejle er estimeret ud fra trafikarbejdet i miljøzonerne og emissionsfaktorerne bestemt for København, se Tabel 7.7 og Tabel 7.8. Kategorien lastbiler indeholder også turistbusser.

Tabel 7.7
Estimering af PM₁₀ emissionen fra trafikken i miljøzonen i Aalborg ud fra trafikarbejdet

Tabel 7.8
Estimering af PM10 emissionen fra trafikken i miljøzonen i Vejle ud fra trafikarbejdet

Note 1 Indeholder også turistbusser.
Note 2 Forholdet mellem vare- og personbiler er antaget at være som i Aalborg, idet trafikoplysninger for Vejle har vare- og personbiler som en kategori.

Såfremt der monteres partikelfiltre på alle tunge køretøjer vil PM₁₀ emissionen reduceres med hhv. 38% og 50% i Aalborg og Vejle. Reduktionen er større i Vejle, fordi andelen af tung trafik inden for miljøzonen er større i Vejle i forhold til Aalborg. Til sammenligning er reduktionen i København 38%.

Det er ikke muligt at relatere emissionen inden for miljøzonen til det samlede trafikarbejde i området, da dette ikke foreligger.

Da miljøzonerne i Aalborg og Vejle har lille geografisk udstrækning, udfører den tunge trafik med ærinde i miljøzonen en langt større andel af trafikarbejdet uden for zonen i forhold til København.

7.3 PM₁₀ koncentration

WHO’s metode til vurdering af de sundhedsmæssige konsekvenser bygger på bybaggrundsforureningen for bybefolkningen og den regionale forurening for landbefolkningen. Bybaggrundsforureningen er forureningesniveauet over byen dvs. i taghøjde. Det er derfor nødvendigt at vurdere, hvilken betydning partikelemissionen har for bybaggrundsniveauet af PM₁₀. PM₁₀ niveauerne i bybaggrunden består af et bidrag fra trafikken i byen samt et bidrag fra den regionale forurening. Da der ikke foreligger målinger af PM₁₀ i bybaggrunden har det været nødvendigt først at vurdere trafikkens bidrag til PM₁₀ i bybaggrunden med en spredningsmodel, og herefter lægge det regionale bidrag til.

7.3.1 Beregning af trafikkens bidrag til PM₁₀ i bybaggrunden

Som tidligere beskrevet modelleres bybaggrundsforureningen med spredningsmodellen Urban Background Model (UBM) og Urban Emission Model (UEM). Som beskrevet i forrige kapitel er emissionen af NO_x først bestemt, hvorefter PM₁₀ emissionen er bestemt ud fra engelske emissionsforhold mellem NO_x og PM₁₀. Der er herefter gennemført spredningsberegninger for bestemmelse af koncentrationen af NO_x og PM₁₀.

Den beregnede og den målte gennemsnitlige døgnvariation af NO_x fra Det Landsdækkende Måleprograms (LMP) bybaggrundsstation i København (H.C. Ørsted Instituttet) er vist i Figur 7.4.

Figur 7.4
PM₁₀ og NO_x koncentrationer for LMP målestationen i København

Udover bidraget fra den københavnske trafik er der også medtaget bidrag fra de regionale emissioner. Dette bidrag er antaget at være lig med de koncentrationer, som måles på landbaggrundsstationen i Lille Valby ved Roskilde uden for København. Som det ses af figuren, udgør dette bidrag halvdelen af NO_x koncentrationerne i København, og desuden har det en markant døgnvariation.

Sammenligning med de målte koncentrationer viser, at modellen undervurderer NO_x koncentrationerne lidt i København, men denne undervurdering er ikke markant. Den observerede døgnvariation bliver reproduceret godt af modellen. Kun i nattetimerne ses en markant undervurdering af trafikkens bidrag. Dette skyldes formodentligt unøjagtigheder i døgnfordelingen af trafikken i København.

Trafiktallene stammer fra en opgørelse foretaget i 1996. Den gode overensstemmelse mellem modelleret og målt NO_x er baggrunden for at anvende NO_x, som udgangspunkt for beregning af PM₁₀.

Tilsvarende modelresultater for PM₁₀ er vist på højre side af figuren. Der foreligger ingen målinger af døgnvariationen af de regionale PM₁₀ koncentrationer. De viste resultater angiver altså kun bidraget fra trafikken i København. Målingerne af døgnmiddelværdier i Lille Valby indikerer et landbaggrundsniveau på ca. 22 mg/m³ PM₁₀ (Palmgren et al. 2001). Dette er mere end 20 gange større end bidraget fra den københavnske trafik bestemt ved hjælp af UBM.

Der foreligger ikke noget datagrundlag, som kan bruges til at vurdere nøjagtigheden af PM₁₀ beregningerne for Københavns bybaggrund. En indirekte vurdering kan dog foretages ved at se på tilsvarende forhold i London, hvor der forefindes omfattende måledata. De gennemsnitlige døgnvariationer af NO_x og PM₁₀ målt på en bybaggrundsstation i London er vist i Figur 7.5. Desuden er der vist tilsvarende koncentrationer målt på en landbaggrundsstation i Harwell uden for London. Forskellen mellem disse to målestationer må formodes at angive bidraget fra bytrafikken i London. Forholdet mellem disse bidrag (dvs. PM₁₀/NO_X) er vist i Figur 7.6. Det gennemsnitlige forhold er på 0,17. Desuden ses der en ganske høj korrelation (R² = 0.78) mellem de målte PM₁₀ og NO_x koncentrationer. Dette tyder på en fælles kilde til begge forureningskomponenter.

Figur 7.5
NO_x og PM₁₀ koncentrationer i London og landbaggrund i Harwell

Figur 7.6
Forholdet mellem målte PM₁₀ og NO_x koncentrationer i London og København

En tilsvarende sammenligning er foretaget for de beregnede PM₁₀ og NO_x koncentrationer i København i højre side af Figur 7.3. Her er forholdet på 0,14, dvs ikke meget forskelligt fra det målte i London. Hvis PM₁₀ emissionsopgørelsen for København var foretaget på baggrund af den nationale opgørelse, ville dette forhold have været ca. 0,07. Under forudsætning af, at trafikkens sammensætning i London ikke er væsentligt forskelligt fra København, må forholdet mellem PM₁₀ og NO_x koncentrationer i begge byer være lignende. En anden væsentlig forudsætning for denne hypotese er, at trafikken er den dominerende kilde til PM₁₀ koncentrationer i begge byer (når landbaggrund er fratrukket).

7.3.2 Årsmiddelværdier af trafikkens bidrag til PM₁₀ i bybaggrunden

Resultaterne af de beregnede bidrag til årsgennemsnit af PM₁₀ koncentrationer i København, fordelt på de 4 køretøjskategorier er vist i Tabel 7.9.

Beregningsresultater er kun vist for målestationen på H.C. Ørsted Instituttet. Lidt højere værdier forekommer i udkanten af byen, hvor tungtrafik andelen er større. De foreliggende koncentrationer skal ses i sammenhæng med den målte landbaggrund på 22 mg/m³. En del af denne baggrund må formodes ligeledes at stamme fra trafikken, men det foreliggende datagrundlag er utilstrækkeligt til at kunne foretage en kvalificeret vurdering.

Tabel 7.9
De beregnede bidrag til årsgennemsnit af PM10-koncentrationer i København fra trafikken i byen under forskellige forudsætninger

Note 1: Partikelemissionen fra tunge køretøjer reduceres med 80% pga. partikelfiltre
Note 2: Tallene er angivet med flere decimaler end usikkerheden på tallene berettiger til

I betragtning af, at de beregnede PM₁₀ koncentrationer er frembragt ved en omregning af NO_x emissionerne til PM ₁₀ emissioner, er pålideligheden af disse beregninger stærkt afhængig af pålideligheden af NO_x beregninger, og især de antagelser, der er gjort vedrørende forholdet mellem emissioner for disse to komponenter. En vis undervurdering af NO_x koncentrationer af modellen peger i retning af, at også PM₁₀ koncentrationer kan være lidt undervurderet. Manglende måledata gør det umuligt at foretage en mere detaljeret vurdering.

Som det ses af Tabel 7.9 bidrager den tunge trafik med omkring 47% af trafikkens bidrag til PM₁₀ koncentrationen i bybaggrunden.

7.3.3 Effekten af partikelfiltre på PM₁₀ i bybaggrunden

Årsmiddelniveauet af PM₁₀ i bybaggrunden i København og i den regionale baggrund uden for byerne er vist for referencesituationen og for scenariet med partikelfiltre på tunge køretøjer i Tabel 7.10.

I vurderingen af effekten af partikelfiltre er der antaget et minimum, hvor der kun er monteret filtre på den tunge trafik i miljøzonen, og et maksimum, hvor alle tunge køretøjer i hele modelområdet har filtre.

Tabel 7.10
Skønnede PM10 niveauer for referencesituationen i København og for scenarieret med partikelfiltre

Note 1: Partikelemissionen fra tunge køretøjer reduceres med 80% pga. partikelfiltre
Note 2: Tallene er angivet med flere decimaler end usikkerheden på tallene berettiger til

Den tunge trafiks bidrag til PM₁₀ i København ville blive reduceret med ca. 0,37 µg/m³ fra ca. 0,98 µg/m³ til ca. 0,61 µg/m³, såfremt der var filtre på alle tunge køretøjer i modelområdet. Såfremt der kun var filtre på tunge køretøjer i miljøzonen ville det være en reduktion på 0,66 µg/m³. Den lille forskel for disse to situationer skyldes, at PM₁₀ koncentrationen i bybaggrunden ved Jagtvej (H.C. Ørsted Instituttet) er mest påvirket af emissionen i nærområdet (miljøzonen) og mindre af emissioner længere væk (uden for miljøzonen).

Det har ikke været muligt at foretage en vurdering af reduktionen i den regionale baggrund, som følge af indførelse af partikelfiltre på tunge køretøjer. Det er derfor antaget, at den regionale baggrund er som i referencesituationen.

For at kunne vurdere PM₁₀ niveauet i de forskellige bystørrelser er der anvendt en simpel nedskalering af PM₁₀ niveauet i bybaggrunden i København efter en metode opstillet i Jensen (1998). Nedskaleringen afhænger af emissionstætheden, byområdets udstrækning (radius) og spredningshøjden (gns. taghøjde). Disse parametre er skønnet for forskellige byer. Metoden er opstillet for NO_x fra trafikken, og det antages, at det samme gælder for PM₁₀. Resultatet fremgår af Figur 7.7.

Figur 7.7
Faktorer for nedskalering af PM10 niveauet fra trafikken i København til andre bystørrelser

Se her!

Som det fremgår af Figur 7.11 formodes trafikkens bidrag til PM₁₀ bybaggrundsniveauet i hhv. Aalborg og Vejle at være 0,58 og 0,37 af niveauet i København. Effekten af montering af partikelfiltre på tunge køretøjer er opsummeret i Tabel 7.11 for de tre case-byer.

Tabel 7.11
Bidrag til koncentrationen af PM10 (µg/m3) i bybaggrunden og effekten af
partikelfiltre i og uden for miljøzonen

Da det totale PM₁₀ niveau i bybaggrunden er domineret af det regionale bidrag, er der være tale om marginale ændringer, som følge af montering af partikelfiltre. Dette på trods af at PM₁₀ emissionen fra trafikken i og udenfor miljøzonerne i København, Aalborg og Vejle reduceres med hhv. 38%, 38% og 50%. Den største procentvise reduktion finder sted i Vejle, fordi andelen af tung trafik er større i forhold til de andre byer.

7.4 Befolkningseksponering

I dette afsnit vil befolkningens eksponering med PM₁₀ i bybaggrunden blive skønnet som baggrund for konsekvensvurdering af de sundhedsskadelige effekter af PM₁₀. Der er endvidere foretaget en vurdering af befolkningseksponeringen for ultrafine partikler som følge af montering af partikelfiltre.

I forbindelse med vurdering af miljø- og sundhedseffekten af at indføre partikelfiltre på alle tunge køretøjer i Danmark (Palmgren et al. 2001) blev den befolkningsvægtede PM₁₀ koncentration for alle byer over ca. 1.000 indbyggere beregnet. Dette skete ved at beskrive demografien i Danmark geografisk med en hovedopdeling af befolkningen på byområder og bystørrelser samt i landområder ved at kombinere en række forskellige datasæt. De efterfølgende estimater er baseret på dette datagrundlag.

I Tabel 7.12 er den befolkningsvægtede PM₁₀ koncentration vist i de tre case-byer sammen med nøgleinformation om indbyggertal i det samlede byområde, som byerne omfatter, og særskilt for miljøzonerne. Den befolkningsvægtede PM₁₀ koncentration i de enkelte byer kan bruges til at sammenligne befolkningseksponeringen indbyrdes mellem byerne, idet den tager hensyn til både koncentrationsniveauet og antallet af personer, som er eksponeret.

Ud over indbyggerne vil personer, som arbejder i byen, også blive eksponeret. For at få et indtryk af denne erhvervseksponering er ind- og udpendlingen blandt beskæftigede trukket fra hinanden ud fra oplysninger i Statistisk Årbog. Omkring 16% flere beskæftigede personer i forhold til indbyggertallet opholder sig i København i arbejdstiden. Dette dækker over 19% flere i København og 5% færre i Frederiksberg. For Aalborg og Vejle er det henholdsvis 5% og 13% flere.

Tabel 7.12
Befolkningsdata og befolkningsvægtet PM₁₀ koncentration for de tre case-byer

Det ses, at København er langt den største miljøzone i geografisk udstrækning og især i indbyggertal, og dermed også i den befolkningsvægtede PM₁₀ koncentration.

Det ses endvidere, at de tre case-byer udgør ca. 21% af den samlede befolkningsvægtede PM₁₀ koncentration i byerne og ca. 15% af det samlede for både by og land.

7.4.1 Effekt af indførelse af partikelfiltre

Det er forudsat, at alle tunge køretøjer inden for modelområdet i København har filtre, og denne antagelse gælder også for de øvrige byer.

Tabel 7.13
Effekten af filtre for befolkningsvægtet PM10 koncentration i bybaggrund for de tre case-byer

Se her!

Marginale ændringer af PM₁₀

Som det fremgår af Tabel 7.13 sker der kun marginale ændringer i PM₁₀ niveauet i bybaggrunden og dermed også befolkningseksponeringen, som følge af montering af partikelfiltre på tunge køretøjer i byerne. Reduktionen er 1,6% for København faldende til 0,6% for Vejle.

Byernes andel af den samlede sundhedseffekt ved filtre

På baggrund af ovenstående reduktioner er der med WHO’s dosis-respons sammenhænge og danske reference sundhedsdata beregnet, hvilken ændring der vil ske i dødelighed og sygelighed for alle byer i Danmark (Palmgren et al. 2001). Resultaterne heraf fremgår af det efterfølgende. Den reduktion i dødelighed og sygelighed, som kan tilskrives den enkelte by svarer til den andel, som byens befolkningsvægtede PM₁₀ koncentration udgør af den samlede befolkningsvægtede PM₁₀ koncentration for både by og land. Disse andele er også vist i Tabel 7.14.

Tabel 7.14
Byernes andel af den samlede reduktion i de sundhedsmæssige konsekvenser ved montering af filtre på alle tunge køretøjer

7.4.2 Eksponeringsvurdering for ultrafine partikler

Montering af filtre vil betyde en 80% reduktion af ultrafine partikler. Vægtmæssigt betyder dette næsten ingenting, fordi de ultrafine partiklers masse er forsvindende i forhold til PM₁₀. Antallet af ultrafine partikler i den regionale baggrund kan også forventes at være forholdsvis lille baseret på indikative målinger gennemført udenfor København (Lille Valby). Trafikken er den dominerende kilde til ultrafine partikler, og der opnås derfor en væsentlig reduktion ved montering af filtre.

Emissionsfordelingen i København baseret på COPERT’s emissionsfaktorer og trafikken i København (Jensen 2000) er vist i Tabel 7.15.

Tabel 7.15
Emissionsfordelingen i Storkøbenhavn i 2000 (hverdage, ikke-juli)

Som det fremgår af forrige kapitel har analyse af samtidige målinger af NO_x og ultrafine partikler på Jagtvej i København samt på Albanigade i Odense vist, at antallet af ultrafine partikler fra et gennemsnits dieselkøretøj er 370 ultrafine partikler pr. cm³ pr. 1 ppb NO_x. For benzinkøretøjer er det næsten tilsvarende 400 ultrafine partikler pr. cm³ pr. 1 ppb NO_x. Da NO_x emissionen er større pr. køretøj for dieseldrevne køretøjer er emissionen af ultrafine partikler dog større for dieselkøretøjer i forhold til benzindrevne køretøjer. Et gennemsnits dieselkøretøj består af dieseldrevne person- og varebiler samt lastbiler og busser, og benzindrevne køretøjer består af personbiler med og uden katalysator. Metoden tillader kun at beregne antallet af ultrafine partikler på diesel- og benzinkøretøjer uden yderligere underopdeling på køretøjskategorier. I det følgende er det derfor antaget, at ovenstående forhold mellem antallet af ultrafine partikler og NO_x er det samme for alle køretøjskategorier.

Tabel 7.15 viser, at den tunge trafik bidrager med ca. 41% af NO_x emissionen i Storkøbenhavn. Da benzin- og dieselkøretøjer stort set bidrager med lige mange ultrafine partikler pr. NO_x, kan antallet af ultrafine partikler reduceres med ca. 33% (80% af 41%) ved montering af partikelfiltre med 80% effektivitet. Det gennemsnitlige antal ultrafine partikler i gaderum i København vil altså blive reduceret med omkring 1/3 ved montering af partikelfiltre på tunge køretøjer. 2/3 af reduktionen skyldes filtre på lastbiler og omkring 1/3 filtre på busser.

Da de ultrafine partikler formodes at have størst sundhedseffekt, kan en reduktion på 1/3 i antallet af ultrafine partikler have en væsentlig sundhedsmæssig effekt. Dette forhold diskuteres detaljeret i det efterfølgende sundhedsafsnit.

En gennemsnitlig reduktion i antallet af ultrafine partikler på 1/3 ved montering af filtre på tunge køretøjer vil betyde en væsentlig reduktion i befolkningens eksponering med ultrafine partikler. Dette skyldes, at denne reduktion vil finde sted i byerne og i gaderummene, hvor mange mennesker opholder sig. For det første bor en stor del af befolkningen i byerne, idet omkring 55% af befolkningen bor i byer over 10.000 indbyggere. For det andet opholder mange mennesker sig i gaderum under transport, idet befolkningen bruger omkring 51 minutter på vejtransport om dagen, hvor en væsentlig del foregår i byerne. Vejtransport omfatter bil, bus, cykel og gang. Det er samtidig under transport, at man bliver udsat for de højeste koncentrationer. For det tredje bor mange mennesker langs trafikerede gader. Således viser kortlægning, at der er omkring 500.000 støjbelastede boliger over 55 dBA svarende til at omkring 1 million mennesker bor langs veje med en betydelig trafikforurening (Trafikministeriet, Miljø- og Energiministeriet 1998). Disse forhold gælder i særlig grad for de største byer, hvor miljøzonerne tænkes indført.

Befolkningen opholder sig omkring 90% af tiden indendøre, og derfor er forholdet mellem udendørs og indendørs forurening med ultrafine partikler væsentligt for befolkningens eksponering. Der findes endnu ikke samtidige målinger af ultrafine partikler udendøre og indendøre i Danmark. En dansk undersøgelse af fine partikler (PM_2.5) viste bl.a., at koncentrationer af fine partikler udendøre og indendøre var næsten ens, såfremt der ikke var indendørskilder som fx tobaksrygning (Larsen et al. 1997). Da ultrafine partikler kun bidrager lidt til massen af PM_2.5 kan man ikke nødvendigvis slutte, at det samme forhold mellem udendøre og indendøre vil gælde for ultrafine partikler. Det er dog sandsynligt, at ultrafine partikler oppebærer næsten samme koncentrationer indendøre som udendøre, og at bygninger derfor ikke giver nogen væsentlig beskyttelse mod udendørs ultrafine partikler. Denne vurdering bygger på, at ultrafine partikler forventes at opføre sig som gasser og fx kulilte optræder i næsten samme niveauer udendøre og indendøre, såfremt der ikke er væsentlige indendørskilder (Larsen et al. 1997).

7.4.3 Fremtidige EU emissionsnormer for køretøjer

Da der forventes at blive indført partikelfiltre på alle nye tunge køretøjer fra 2006, og da de tunge køretøjer udskiftes forholdsvis hurtigt, kan det forventes at en forholdsvis stor del af trafikarbejdet for de tunge køretøjer vil blive foretaget med partikelfiltre inden for en kortere årrække efter 2006. Partikelfiltre vil slå hurtigere igennem, end det har været tilfældet for katalysatorer for benzindrevne biler, idet lastbiler har meget store årskørsler og dermed også udskiftes hurtigere.

Indførelse af miljøzoner vil derfor fremskynde monteringen af partikelfiltre for de byer som vælges, og der vil ske en hurtigere implementering end ellers, idet alle tunge køretøjer, som benytter miljøzonen vil få filtre monteret. Samtidig vil nye køretøjer med filtre eller ældre med monteret filtre blive allokeret til miljøzone byerne.

7.4.4 Svenske erfaringer

I forbindelse med miljøvurdering af miljøzoner i Stockholm blev der foretaget en beregning af den samlede reduktion i partikelemissionen inden for miljøzonen over tid (Burman et al. 1996). Referencesituationen var uden miljøzonen, men med den generelle forbedring af partikelemissionen, som følge af skærpede emissionsnormer og udskiftning af bilparken. Perioden dækkede 1996-2010 med indførelse af miljøzonen i 1996. Den samlede reduktion i partikelemissionen over denne periode var ca. 35%, hvor det ligeledes blev forudsat en filtereffektivitet på 80%. Derimod er det antaget at tunge køretøjer med en alder under 8 år kan køre i miljøzonen. Denne antagelse gælder i hele beregningsperioden

Den samlede reduktion i partikelemissionen over tid i Danmark er ikke blevet undersøgt efter samme metode. Det er endvidere vanskelig at overføre de svenske resultater til danske forhold, idet 8 års alderskravet ikke vil komme til at gælde i Danmark, og den betragtede tidsperiode er også forskellig. Da der ikke vil være et 8 års alderskrav i Danmark, kan der forventes en større gevinst i Danmark, idet alle tunge køretøjer i miljøzonen skal have filtre. Modsat forventes alle tunge køretøjer at skulle have monteret partikelfiltre fra 2006, hvilket vil give en mindre gevinst i forhold til de svenske forhold, forbi miljøzoner introduceres senere i Danmark.

Endelig skal der også tages hensyn til eventuelle forskelle i aldersfordeling mellem den svenske og danske miljøzoner, hvilket vil påvirke emissionsreduktionen.

7.5 Helbredseffekter

Partikler med en diameter over 10 m m deponeres hovedsagelig i de øvre luftveje (næse/svælg), mens partiklerne under denne størrelse (PM₁₀) kan trænge ud i lungerne og afsættes i bronkierne. Partikler under 2 – 5 m m kan nå helt ud i lungeblærerne (alveolerne). Partikler aflejret i bronkierne fjernes relativt hurtigt pga. fimrehårenes bevægelser. Partikler, der når alveolerne, skal derimod optages i såkaldte makrofager for at fjernes. Jo mindre partiklerne er, desto større er deres overflade i forhold til massen. Større overflade betyder større risiko for, at stoffer bundet til partiklerne reagerer med celler i alveoler og bronkier. Deponeringen af ultrafine partikler i lungerne øges dels med faldende partikelstørrelse og dels med dybere længerevarende vejrtrækning. De ultrafine partikler afsættes ved diffusion, hvorimod de større partikler sedimenteres ved gravitation (det samme gør sig gældende for afsætningen af partikler på jordoverfladen).

Et vigtigt led i sygdomsprocesserne synes at være igangsætning af betændelsesreaktioner, som i sig selv medfører en række skader. Skadernes omfang afhænger af størrelse og kemisk sammensætning af partiklerne. Nyere data tyder på, at det især er fine og ultrafine partikler, som udgør en sundhedsmæssig risiko. Partikler i disse fraktioner giver en kraftig påvirkning af lungevævet og påvirker blodets viskositet såvel som selve hjertekredsløbet. De ultrafine partikler kan endvidere hæmme makrofagernes funktion og dermed kroppens mulighed for at fjerne partiklerne.

Der er udført talrige befolkningsundersøgelser til vurdering af sundhedseffekterne af partikelforurening. De fleste af disse undersøgelser har fokuseret på akutte virkninger, især med PM₁₀ som mål for partikeleksponeringen. Målene for effekter har primært været indlæggelser med luftvejssymptomer og luftvejslidelser samt akut hjertesygdom. En række andre hovedsagelig kohorte baserede studier har været rettet mod kroniske effekter i form af total og årsagsspecifik dødelighed i relation til partikeleksponering.

De epidemiologiske undersøgelser har dokumenteret en sammenhæng mellem PM₁₀ og helbredseffekter. Der er således en påfaldende konsistens mellem 19 studier af korrelationen mellem stigninger i PM₁₀ og daglig mortalitet (dødelighed) og morbiditet (sygdomsfrekvens). Dette er vist i et review af Anderson (2000) (fuld reference er givet i WHO rapporten), som også konstaterer, at partikler har helbredseffekter uafhængige af tilstedeværelsen af irritative gasser (kvælstofoxider, svovldioxid og ozon). Der er stort set enighed om en kausal sammenhæng mellem luftforurening og helbredseffekter, samt at partikler bidrager væsentligt til denne sammenhæng.

Figur 7.8
Estimeret justeret relativ dødelighedsrate og koncentrationen af fine partikler (PM2.,5) i seks amerikanske byer (reproduceret efter Dockery et al. 1993, Association between air pollution and Mortality, The New England Journal of Medicine)

Figur 7.9
Alders, køn og race justeret populations baseret dødelighedsrate for 1980 plottet mod luftforureningsniveauer af fine partikler for 1979 til 1983. Reproduceret efter Pope et al. 1995, Particulate Air pollution as a predictor of mortality in a prospective study of U.S. Adults, Am. J. Respir. Crit. Care. Med., 151, 669-674

Et meget omtalt projekt til vurdering af partikelforureningens sundhedsmæssige konsekvenser er gennemført af et forskerteam fra Østrig, Frankrig og Schweiz. Projektet blev præsenteret ved WHO's ministerkonference for miljø og sundhed i London i juni 1999 "Health Costs due to Road Traffic-related Air Pollution", som kan findes beskrevet på www.who.dk/london99/transport04.htm. Man har anvendt PM₁₀ som indikator for luftforureningen og har beregnet den eksponering af PM₁₀, som befolkningen i de 3 lande bliver udsat for. På baggrund heraf har man med udgangspunkt i foreliggende litteratur beregnet antallet af personer med for tidlig død og antallet af forskellige former for sygelighed, der kan henføres til luftforurening fra vejtrafik. Beregningerne er foretaget med udgangspunkt i situationen i 1996. For at kunne vurdere trafikkens bidrag har man foretaget beregninger for en fiktiv situation, hvor al vejtrafik er fjernet. Forskellen mellem de to situationer er herefter tilskrevet vejtrafikkens bidrag. For Schweiz (ca. 7 mio. indbyggere) viser beregningerne, at det nuværende niveau af PM₁₀ medfører ca. 3.300 tilfælde af for tidlig død pr. år, hvoraf ca. 1.800 kan tilskrives vejtrafikken.

Beregningerne viser endvidere ca. 45.000 tilfælde af akut bronkitis hos børn (hvoraf ca. 24.000 kan tilskrives vejtrafik), 4.200 tilfælde af kronisk bronkitis hos voksne (hvoraf 2.200 kan tilskrives vejtrafik) og 2,8 mio. dage med nedsat aktivitet (hvoraf 1,5 mio. kan tilskrives vejtrafik). Beregningerne siger ikke noget om effekten af en isoleret reduktion af partikelemissionen.

7.5.1 Estimering af helbredseffekter af trafikrelateret luftforurening i Danmark

Estimering af helbredseffekter i relation til ændring i partikelkoncentration i udeluft er baseret på WHO’s rapport "Health Costs due to Road Traffic-related Air Pollution" fra 1999 som omtalt ovenfor og PM₁₀ . Der er valgt en lineær sammenhæng mellem ændring i basisforekomst af helbredsudfald og ændring i PM₁₀. For mortalitet har man i WHO rapporten valgt at benytte kumuleret total mortalitet i relation til geografiske forskelle frem for akut mortalitet i relation til ændringer over tid til at vurdere kvantitative sammenhænge med PM₁₀ niveauer. Dette giver et væsentlig højere effektestimat med relativ risiko (RR) på 1,043 per 10 µg/m³ PM₁₀, end tidligere benyttet i anden sammenhæng i WHO (1996) hvor estimatet var 0,01 per 10 µg/m³ PM_10. Dette blev fx benyttet i Stadslægens rapport "Bli’r man syg af luften i København" fra 1999. Imidlertid argumenter WHO rapporten (1999) for at kun den kumulerede mortalitet viser det sande billede, idet forsinkede og langtidsrelaterede effekter ikke kan belyses fyldestgørende i tidsserieanalyser. For andre helbredsmål er tidsserieanalyser benyttet. De øvrige helbredsmål, der indgår i WHO vurderingen, omfatter indlæggelser for hjertesygdomme og luftvejssygdomme blandt voksne, incidents af kronisk bronkitis hos voksne, et-års periodeprævalens af akut bronkitis hos børn, dage med begrænset aktivitet pga. luftvejsgener hos voksne og antal astmaanfald hos børn og hos voksne. Helbredsmålene er valgt således at de skulle have mindst muligt overlap. Mulige vigtige helbredsmål i relation til dieselemission, bl.a. lungekræft og påvirkning af fosterudvikling indgår ikke i WHO rapporten og er derfor ikke inddraget her. For alle helbredseffektmål gælder, at der ikke findes danske undersøgelser, der belyser sammenhænge med partikulær luftforurening.

I forbindelse med udredningen for Færdselsstyrelsen (Palmgren et al., 2001) blev der foretaget en metodebeskrivelse og beregning af helbredseffekter ved en påførelse af partikelfiltre på samtlige tunge køretøjer i Danmark. Denne beregning er ikke gentaget her. Resultaterne af beregninger af den samlede reduktion i helbredseffekter, som kan forventes ved indførelse af partikelfiltre på samtlige tunge køretøjer i Danmark, er vist i Tabel 7.16. Der mangler viden om, hvornår de samlede sundhedseffekter af at sætte partikelfiltre på vil vise sig, men det vurderes at de akutte effekter betyder mest. De beregnede årlige sundhedseffekter i denne rapport vil altså først slå fuldt igennem efter en længere årrække.

Tabel 7.16
Reduktion i helbredseffekter ved hhv. indførelse af partikelfiltre på alle tunge køretøjer i Danmark og i situationen helt uden PM₁₀ forurening. Konfidensintervaller for helbredsestimaterne er givet i parentes, og inkluderer ikke usikkerheden i bestemmelsen af koncentrationsniveauerne

Scenarier for situationen med miljøzoner i de tre case-byer er vist i Tabel 7.17. Beregningerne er foretaget p.b.a. resultaterne fra Tabel 7.14 som viste at resultatet ville være en reduktion på hhv. 11%, 2,3% og 0,9% af de angivne helbredseffekter for hele Danmark.

Tabel 7.17
Reduktion i helbredseffekter ved hhv. indførelse af miljøzoner med påbud om partikelfiltre i de tre case-byer

Tabel 7.17 viser at en miljøzone i København forventes at kunne reducere antallet af dødsfald med 3,5 årligt. Endvidere forventes antallet af hospitalsindlæggelser som følge af kredsløbssygdomme at blive reduceret med ca. 2,2, ligesom en række luftvejssygdomme forventes reduceret mærkbart. For Aalborg og Vejle er den tilsvarende forventede reduktion i dødsfald henholdsvis 0,7 og 0,3 årligt.

7.6 Omkostninger ved helbredsskader

I det følgende er der foretaget et overslag over de samfundsøkonomiske besparelser der kunne opnås ved indførelsen af miljøzoner. Det skal pointeres, at disse overslag er foretaget ved ukritisk at overtage omkostningstal opgjort i forbindelse med WHO rapporten for Schweiz, Østrig og Frankrig. Der er ikke foretaget nogen analyse af hvorvidt disse tal er repræsentative for danske forhold.

Der anbefales generelt i litteraturen at anvende lande-specifikke tal for betalingsvilligheden, fordi den individuelle betalingsvillighed er afhængig af en række socio-økonomiske forhold, som påvirker præferencerne samt den generelle opbygning af sundhedssektoren (f.eks. til hvilken grad individerne selv skal betale udgifter til medicin og service, eller om disse udgifter betales af diverse forsikringer). Givet de stor udgifter til lande-specifikke undersøgelser bliver der ofte valgt – som i denne tilfælde – at overføre værdier fra andre studier.

WHO metoden Vurderinger af dødsfald i WHO rapporten er baseret på det såkaldte betalingsvillighed (willingness-to-pay - WTP) koncept. I modsætning til andre metoder af værdisætning (se WHO rapporten for en uddybende gennemgang af metoderne) baseres WTP metoden på et velfærdsteoretisk grundlag, som værdisætter omkostninger og gevinster af tiltag på basis af de individuelle præferencer af den påvirkede befolkning.

Dødsfald

I WHO rapporten er det valgt at benytte en værdi på 1.4 mill. EUR for at afværge en statistisk dødsulykke ("preventing a statistical fatality"), baseret på resultatet fra en nylig undersøgelse af WTP vurderinger for at undgå skader fra en trafikulykke. Værdien for denne statistiske reduktion af dødsfald på 1,4 mill. EUR ligger i den lave ende af en række empiriske undersøgelser og udgør dermed et konservativt skøn.

Ud fra teoretiske begrundelse og empiriske beviser kan det antages, at betalingsvilligheden for reduktion af dødsfald aftager med voksende alder. Gennemsnitsalderen for luftvejs- og kredsløbsrelaterede dødsfald i Schweiz, Østrig og Frankrig ligger mellem 75 og 85 år. Denne gennemsnitsalder for luftforureningsrelaterede dødsfald er noget højere end gennemsnitsalderen for ofre for vejtrafikulykker, og det er derfor valgt i WHO rapporten at tilpasse basisværdien til ca. 60% af den oprindelige værdi på 1,4 mill. EUR, hvilket svarer til 0,9 mill. EUR, som vist i Tabel 7.18.

Sygelighed

Omkostningerne forbundet med sygeligheden omfatter primært tre kategorier:

1. materielle omkostninger i form af medicinsk behandling og tabt indkomst;
2. omkostninger forbundet med at forhindre skader i form af flytning af bopæl eller når man undgår sportslige aktiviteter udenfor; og
3. immaterielle omkostninger, som f.eks. den individuelle nyttetab forbundet med smerter, sorg og lidelse.

Der er i WHO rapporten primært valgt at benytte en betalingsvilligheds (WTP) tilgang til værdisætning af omkostninger i modsætning til en "damage cost approach", som alene værdisætter de materielle skader af morbiditeten.

Vurderinger i WHO rapporten for at undgå diverse typer af morbiditet (indlæggelser for såvel kredsløbs- som luftvejssygdomme, kronisk og akut bronkitis, dage med nedsat aktivitet og astma anfald) er baseret på resultaterne fra forskellige nyere WTP studier. De respektive "per tilfælde" værdier er listet i Tabel 7.18. Disse værdier indeholder (b) og (c) type omkostninger som beskrevet ovenfor og den privat betalte del af de materielle omkostninger. Mens WTP metoden integrerer de immaterielle skader (som ofte antages at være støre end de materielle) er de sociale omkostninger af sygeligheden stadigvæk undervurderet, fordi skønnene ikke indeholder den del af de materielle skader, som betales af den offentlige sygesikringssystem.

Enhedsomkostninger

Tallene for de forskellige omkostninger er i WHO rapporten angivet i Tabel 7.18. En EURO er i alle de følgende beregninger sat til 7,5 kr. Det ses, at enhedsomkostninger er størst for dødsfald og kronisk bronkitis.

Tabel 7.18
Sundhedsomkostninger ifølge WHO rapporten (per tilfælde)

De samlede årlige sundhedsbesparelser ved indførelse af filtre på samtlige tunge køretøjer i Danmark er vist i Tabel 7.19 og det samlede årlige potentiale for sundhedsbesparelser er i Tabel 7.20, hvor det er forudsat at al PM₁₀ forurening kunne fjernes. Det ses, at de største besparelsesmuligheder er knyttet til reduktion af dødsfald, kronisk bronkitis, men også dage med nedsat aktivitet.

Tabel 7.19
Samlede årlige sundhedsbesparelser ved indførelse af filtre på samtlige tunge køretøjer i Danmark, ved anvendelse af enhedsomkostninger ifølge WHO rapporten

Tabel 7.20
Samlede årlige sundhedsbesparelser ved teoretisk fjernelse af al PM₁₀ forurening, ved anvendelse af enhedsomkostninger ifølge WHO rapporten

Den samfundsmæssige besparelse forbundet med indførelse af miljøzoner i case-byerne er skønnet, idet det er antaget, at København inkl. Frederiksberg andrager 11%, Aalborg 4,1% og Vejle 0,9% af den nationale besparelse. Se Tabel 7.21.

Tabel 7.21
Samlede årlige sundhedsbesparelser ved miljøzoner i case-byerne, ved anvendelse af omkostningstal ifølge WHO rapporten

Konklusion

De gennemførte økonomiske beregninger skal alene betragtes som et første groft estimat, idet der som tidligere nævnt ikke er taget specielle hensyn til danske forhold. Beregningerne indikerer imidlertid, at den potentielle økonomiske besparelse ved indførelse af filtre på samtlige tunge køretøjer i Danmark ligger i størrelsesordenen 192 millioner kr. per år. Af disse 192 millioner kr. kunne hhv. 21, 4 og 2 millioner kr. spares årligt ved indførelse af miljøzoner i København, Aalborg eller Vejle.