| Indhold |

Serietitel nr. XX, 2002

Produkters forbrug af transport. Systemanalyse

Indholdsfortegnelse

Forord

Formål

Livscyklusbaseret produktudvikling er en relativt ny disciplin, hvor fokus hidtil ikke i særlig høj grad har været rettet mod produktets transportled, da miljøbelastningen fra disse i forhold til den samlede miljøbelastning fra produkter med "lang" levetid, typisk er af mindre betydning. Tiden er nu inde til, at transportaspektet indtænkes, når produkter udvikles, og at der fokuseres på relationerne mellem produkter og transportkæder og -forbrug i produkters livscyklus.

Baggrund

Miljøstyrelsens interesse i projektet skal ses i sammenhæng med styrelsens indsats inden for miljøstyring, påvirkning af efterspørgslen efter transportydelser og indsatsen for at synliggøre transportens miljøbelastning over for de aktører, der træffer de konkrete valg af betydning for transportens miljøbelastning. Projektet skal desuden ses i sammenhæng med Godspanelets valg af indsatsområder. Miljøstyrelsen er primært interesseret i produkternes forbrug af transport, set over produkternes livscyklus, og det er centralt, om miljøbelastningen fra transport afspejles tilfredsstillende med de nuværende LCA-metoder.

Dette kan opsummeres i tre problemstillinger:

1. Er de medtagne emissioner repræsentative for de effekttyper, man vil vurdere, og findes der effektfaktorer til at vurdere emissionerne?
    
2. Findes der vurderingsmetoder for alle de effekttyper, som transporten foranlediger?
    
3. Er produktets livsforløb fornuftigt afgrænset med hensyn til transport?

Væsentlige miljøpåvirkningerne er:

1. Direkte emissioner såsom udstødningsgasser (CO₂, NO_x, CO, VOC, partikler, SO₂, CH₄, N₂O, O₃, PAH, tungmetaller), slidprodukter fra dæk, belægninger på bremser og koblinger samt vejbelægninger (PAH, tungmetaller), oliespild, sprinklervæske
    
2. Indirekte emissioner, fx fra produktion og distribution af brændsel (som direkte emissioner samt MTBE fra tankstationer), produktion og bortskaffelse af transportmidler, anlæg af infrastruktur så som veje, jernbaner etc., vedligeholdelse af infrastruktur (fx vejsalt, pesticider)
     
3. Støj
    
4. Arealanvendelse
    
5. Barriereeffekt
    
6. Ressourceforbrug, fx råolie, grus, sten, metaller.

Endelig kan nævnes dødsulykker, som dog er afgrænset i dette studie, da den ikke her er regnet som en miljøeffekt, men det kan selvfølgelig diskuteres.

For udstødningsgasser og andre emissioner er der i UMIP PC-værktøjet effektfaktorer, der omsætter emissionerne til effektpotentialer med hensyn til forskellige miljøeffekter. Der er dog behov for at vurdere toksicitetseffekter af enkeltbestanddele fra VOC samt fotokemisk ozondannelse fra enkelt-VOC'er.

For partikler findes der i dag ingen effektfaktorer, og disse indgår derfor ikke i livscyklusvurderingen. Dette er uheldigt, da små partikler fra dieselmotorer kan give anledning til luftvejslidelser, herunder astma og lungekræft samt hjerte- og karsygdomme. Yderligere tyder nye undersøgelser på, at de moderne motorer giver anledning til emission af meget mindre partikler i langt større antal end ældre dieselmotorer. Disse partikler kan trænge længere ned i lungerne og forårsage større skader.

Emissioner og deres effekter fra slid af dæk, belægninger på bremser og koblinger samt vejbelægninger tages der i dag ikke hensyn til i LCA.

De indirekte emissioner og deres effekter tages der hensyn til i nogle studier, i andre ikke. Det samme gælder tungmetaller fra udstødningen, hvor LCA typisk tager udgangspunkt i ældre oplysninger, som bør revideres.

Effekttyper som støj, arealanvendelse og barriere-effekt er indtil videre ikke blevet operationaliseret til brug ved LCA. Støj er ved at blive operationaliseret teoretisk i forbindelse med Miljøstyrelsens LCA-metodeprojekt, og resultaterne herfra vil blive udnyttet i dette projekt.

Med hensyn til afgrænsning er nævnt de indirekte emissioner og deres tilgrundliggende faser i transportens livsforløb. Den overordnede samfundsbetragtning medregner som regel kun de direkte emissioner, fx i forbindelse med CO₂-politik. Men de indirekte emissioner kan udgøre et forholdsvist stort bidrag, som i alle tilfælde bør vurderes, før eventuelle faser udelukkes. Med hensyn til produkternes transportmængde medtages ofte kun transport af råvarer til produktion og distribution af produktet, hvorimod transport af brændsler til de forskellige procesled og især til produktets energiforbrug i brugsfasen ofte overses. Relationerne mellem produkter og transportkæder og -forbrug i produktets livsforløb er ligeledes et afgrænsningsproblem.

Det er således ikke alle transportens miljøpåvirkninger, der i dag er taget i regning ved LCA. Man må derfor forvente, at transports miljømæssige påvirkninger ved anvendelse af en state-of-the-art fremgangsmåde kan blive undervurderet.

Finansiering

Dette projekt er 100% finansieret af Miljøstyrelsens Udviklingsordning under Program for renere produkter m.v.

Styregruppe

Med det formål at følge projektet fagligt, tidsmæssigt og økonomisk har der været nedsat følgende styregruppe:

Kvalitetssikring

COWIs afsnit er blevet kvalitetssikret af IPU og vice versa.

Forfattere

Sammenfattende artikel

State-of-the-art viden inden for det traditionelle transportområde er kombineret med state-of-the-art viden inden for livscyklusområdet for at få det bedste udgangspunkt for at vurdere produkters forbrug af transport og de deraf følgende miljøpåvirkninger. Projektet har afdækket, at der for en række væsentlige parametre mangler både generel metodeudvikling og LCA-metodeudvikling, og der er fremkommet forslag til, hvor der fremover bør sættes ind med udviklingsarbejde. Desuden er behovet for opdatering af LCA-data stort.

Baggrund og formål

Livscyklusbaseret produktudvikling er en relativt ny disciplin, hvor fokus hidtil kun i ringe grad har været rettet mod produktets transportled, da miljøbelastningen fra disse - i forhold til den samlede miljøbelastning fra produkter med "lang" levetid - typisk er af mindre betydning. Tiden er inde til at transportaspektet indtænkes, når produkter udvikles, og at der fokuseres på relationerne mellem produkter, transportkæder og transportforbrug i produkters livscyklus.

Miljøstyrelsens interesse i projektet skal ses i sammenhæng med styrelsens indsats inden for miljøstyring og måder at påvirke efterspørgslen af transportydelser på. Endelig er det vigtigt at synliggøre transportens miljøbelastning over for de aktører, der træffer de konkrete valg af betydning for transportens miljøbelastning. Projektet skal desuden ses i sammenhæng med Godspanelets valg af indsatsområder. Miljøstyrelsen er primært interesseret i produkternes forbrug af transport, set over produkternes livscyklus, og det er centralt, om miljøbelastningen fra transport afspejles tilfredsstillende med de nuværende LCAmetoder.

Dette kan opsummeres i tre problemstillinger:

1. Er de medtagne emissioner repræsentative for de effekttyper, man vil vurdere, og findes der effektfaktorer til at vurdere emissionerne?
    
2. Findes der vurderingsmetoder for alle de effekttyper, som transporten foranlediger?
    
3. Er produktets livsforløb fornuftigt afgrænset med hensyn til transport?

Undersøgelsen

Dette projekt kombinerer state-of-the-art viden inden for det traditionelle transportområde med state-of-the-art viden inden for livscyklusområdet (LCA) for at få det bedste udgangspunkt til at vurdere produkters forbrug af transport og de deraf følgende miljøpåvirkninger samt forslag til fremtidigt udviklingsarbejde.

Inden for transportverdenen arbejder man med transportarbejdets statistiske udvikling og med transportens direkte miljø- og samfundsbelastning, f.eks. emissioner, støjgener, helbredsproblemer ved smog og partikler etc. Der er fokus på drivhuseffekt udtrykt ved CO₂-udledning, men der foretages ingen vægtet vurdering af forskellige miljøeffekter for at sammenligne deres størrelsesorden. Dette arbejder man med inden for LCA-verdenen.

Inden for transportverdenen har man TEMA-modellen (Transporters EMissioner under Alternative forudsætninger), som beregner energiforbrug og væsentlige emissioner for relevante gods- og persontransporttyper. Men modellen beregner ikke fremstillingen af brændstofferne og transportmidlet (fx lastbilen) og kan ikke beregne miljøeffekter. Inden for livscyklusverdenen har man UMIP PC-værktøjet, som beregner og vurderer miljøeffekter af produkters livscyklusforløb, herunder transporten. UMIP PC-værktøjet rummer kun et begrænset antal, lidt ældre transporttyper, og heller ikke UMIP PC-værktøjet har alle emissioner med.

Relevante projekter og rapporter fra Danmark såvel som udlandet er screenet for at supplere projektgruppens eksisterende viden. Der er set på transportstatistik med fokus på godstransporten i Danmark og EU, og transportens miljømæssige betydning er beregnet tillige med dens udvikling og karakteristika for forskellige produktkategorier. På dette grundlag er tre produkter udpeget som velegnede til case studies.

Projektet gennemgår traditionelle emissioner, "nye" emissioner og ressourceforbrug, arealanvendelse og barriereeffekt, m.m. Herefter er der set på data- og metodegrundlaget for miljøvurdering af transport. Traditionelt omfattede emissioner og deres effekter er beskrevet tillige med andre ("nye") emissioner og parametre. Afslutningsvist er der foretaget livscyklusscreeninger med UMIP PC-værktøjet af de tre udvalgte produkter med tilhørende produktkæder: en skinke, et TV og et parcelhus.

Hovedkonklusioner

Projektet har afdækket, at der for en række væsentlige parametre mangler både generel metodeudvikling og LCA-metodeudvikling. Desuden er behovet for opdatering af LCA-data stort. På baggrund af projektets resultater samt projektets afsluttende seminar er nedennævnte anbefalinger blevet til.

Generel metode

For følgende parametre er der behov for generel metodeudvikling, før LCA metodeudvikling kan påbegyndes for alvor:

For følgende parametre bør der foretages LCA-metodeudvikling, herunder karakteriseringsfaktorer for beregning af potentielle miljøeffekter. Nogle parametre vedrører effekter, der ikke på tilstrækkelig vis håndteres i LCA, og for disse skal der tillige udvikles normaliserings- og vægtningsfaktorer:

For følgende parametre bør LCA-data udvikles eller opdateres:

Foruden ovennævnte data er der et generelt behov for opdatering af LCA-data i UMIP PCværktøjet.

Projektresultater

Transportens relative miljøbetydning

Beregningerne viser, at transporten står for 25% af det samlede energiforbrug både i Danmark og EU, målt som primær energi, dvs. at udvinding og raffinering af brændsler samt tab ved elproduktion er indregnet. Hertil skal lægges et forbrug på omkring en femtedel heraf hidrørende fra international skibstrafik. For landtransport, flytrafik og national skibstransport udgør godstransporten ca. 30%, mens persontransport står for ca. 70%. Alt i alt udgør godstransporten ca. 12% af det samlede energiforbrug herhjemme. Da transport i forbindelse med service indregnes under godstransport, udgør den egentlige godstransport nok ca. 10% af det danske energiforbrug.

Metode og data

Et udvalg af de vigtigste resultater med hensyn til metode- og datagrundlaget for miljøvurdering af transport er skitseret i nedenstående skema.

Cases

For at få et konkret indtryk af hvor stor en andel transporten udgør for forskellige produkter, er der udført livscyklusscreeninger med UMIP PC-værktøjet for en skinke, et TV og et parcelhus. Forud for beregningerne blev UMIP PC-værktøjet nødtørftigt opdateret, men som anført ovenfor mangler en del parametre at blive medtaget. Der må derfor tages et vist forbehold over for de fremkomne resultater.

Da der anvendes ca. 3 kg foder pr. kg levende slagtesvin, bliver materialefasen meget dominerende for skinken. Transporten er væsentlig, hvad angår vægtet ressourceforbrug, toksicitet og affald. Med hensyn til vægtede miljøeffekter er transporten af mindre betydning. Målt på drivhuseffekten er transportens betydning ca. 5% af skinkens samlede bidrag til drivhuseffekten. For TV'et og parcelhuset, som begge har en forholdsvis lang levetid med et tilknyttet energiforbrug, er transports betydning 1-1,5% af drivhuseffektbidraget.

Summary and Conclusions

State-of-the-art knowledge in the traditional transport sector is combined with state-of-the-art knowledge within life cycle assessment (LCA) in order to obtain the optimum method of assessing product consumption of transport and its subsequent environmental impacts. The project has revealed that a number of important parameters lack both general method development and LCA development, and a proposal has been submitted on how intervention in development work should proceed in future. In addition, there is great need to update LCA data.

Background and objective

Life cycle based product development is a relatively new discipline and until now attention has only to very limited extent been focused on the transporting of a product, as the environmental impact from this - in comparison to the collective environmental impact from products with "long" life cycles - typically is of less significance. The time has come for the transport aspect to be considered when a product is developed, and for attention to be focused on the relationship between products, transportation and transport consumption in product life cycles.

The Danish EPA's interest in the project must be viewed in the light of the Agency's work in environmental management and methods of influencing demand for transport services. Ultimately, it is important to reveal the environmental impacts of transport to those stakeholders making the real decisions of significance when it comes to transport impact on the environment. In addition, the project must be viewed in connection with the Goods Transport Panel's choice of input area. The Danish EPA is primarily interested in product consumption of transport, throughout product life cycle, and it is of central importance whether the environmental impacts of transport are satisfactorily reflected using current LCA methods.

This can be summarised by 3 issues:

1. Are the emissions included representative of the effect types intended for assessment, and are there effect factors with which to assess the emissions?
    
2. Are there assessment methods for all the effect types that transport causes?
    
3. Is product life cycle appropriately restricted with regards to transport?

The study

This project combines state-of-the-art knowledge in the traditional transport sector with state-of-the-art knowledge within life cycle assessment (LCA) in order to obtain the optimum method of assessing product consumption of transport and the subsequent effects on the environment, as well as submitting proposals for future development work.

In the transport sector, work is being carried out on transportation's statistical development and on transport's direct environmental and social impacts, for example, emissions, noise pollution, health problems with regards smog and particles, etc. There is focus on the greenhouse effects of CO₂ emissions, although no weighted assessment of different environmental effects has been performed to compare their size. This work is being performed within LCA circles.

Transport sector has the TEMA model (Transport EMissions under Alternative assumptions), which calculates energy consumption and major emissions for relevant types of goods and passenger transport. But the model does not calculate the production of fuel and the mode of transportation (e.g. lorry) and cannot calculate the environmental impacts, just as LCA has the EDIP PC tool, which calculates and assesses the environmental effects of product life cycles, including transport. The EDIP PC tool only has the capacity to process a limited number of older transport types, and is not programmed with data on all emissions.

Relevant projects and reports from Denmark and abroad have been screened in order to supplement the project team's existing knowledge. Transport statistics have been studied, concentrating on goods transport in Denmark and the EU, and the transport's environmental impact has been calculated in addition to its development and characterisation for different product categories. On this basis, 3 products have been selected as being well suited for case study.

The project examines traditional emissions, "new" emissions and resource consumption, land use and barrier effects, etc. Then the data and methodology for the environmental assessment of transport has been examined. Traditionally widespread emissions and their effects are described along with other ("new") emissions and parameters. To conclude, life cycle screening has been performed using the EDIP PC tool on the 3 selected products with related product chains: a ham, a TV and a detached house.

Primary conclusions

The project has revealed that a number of important parameters lack both general method development and LCA method development. Furthermore, there is a great need to update LCA data. On the basis of the results of the project, as well as the concluding seminar, the following recommendations have been made.

General method

The following parameters require general method development before LCA method development can properly commence:

The following parameters should undergo LCA method development, including characterisation factors for the calculation of potential environmental effects. Some parameters involve effects not adequately addressed by LCA, and these also require developed normalisation and weighting factors:

LCA data should be developed or updated for the following parameters:

Besides the above data, there is a general need to update LCA data in the EDIP PC tool.

Project results

The relative environmental significance of transport

Calculations show that transport accounts for 25% of total energy consumption both in Denmark and the EU, measured as primary energy, that is to say the extraction and refining of fuels as well as losses from the production of electricity are included. To this figure add a consumption of around 20 % as a result of international shipping. For overland transport, air traffic and national shipping, goods transport comprises around 30%, whilst passenger transport accounts for around 70%. All together, goods transport comprises around 12% of total energy consumption in Denmark. As service transport comes under goods, then actual goods transport probably accounts for around 10% of total Danish energy consumption.

Method and data

A selection of the most important results concerning methods and data for the environmental assessment of transport is outlined in the chart below.

Case studies

In order to get a clear picture of how large a share transport constitutes for different products, life cycle screening has been performed using the EDIP PC tool on a ham, a TV and a detached house. Prior to the calculations, the EDIP PC tool was updated with the specific data required, yet as mentioned previously, quite a number of parameters have not been included. Therefore, the results must be considered with some reservation.

As around 3 kg of feed is used per kg of live porker, the material phase is very dominant for the ham. Transport is important with regards weighted resource consumption, toxicity and waste. With respect to weighted environmental effects, transport is of lesser significance. Measured by greenhouse effect, transport accounts for around 5% of the ham's total contribution to the greenhouse effect. As for the TV and the detached house, which both have a relatively long life cycle and associated energy consumption, transport accounts for 1-1.5% of their contribution to the greenhouse effect.

1 Indledning

I dette projekt har det været hensigten at kombinere state-of-the-art viden inden for det traditionelle transportområde med state-of-the-art viden inden for livscyklusområdet for at få det bedste udgangspunkt for at kunne vurdere produkters forbrug af transport og de deraf følgende miljøpåvirkninger. Udgangspunktet er også blevet brugt til at foreslå, hvor der fremover bør sættes ind med udviklingsarbejde.

Som eksempel på state-of-the-art inden for transportverdenen kan nævnes TEMA modellen (Transporters emissioner under Alternative forudsætninger), som beregner energiforbrug og en række væsentlige emissioner for godstransport. Beregningerne kan foretages for en lang række forskellige nye og ældre varebiler, lastbiler, godstog, færger og fragtskibe. Til gengæld inkluderer resultaterne ikke fremstillingen af brændstofferne og transportmidlet (fx lastbilen). Inden for livscyklusverdenen haves UMIP PC-værktøjet, som beregner den totale livscykluspåvirkning for transporten, men vel at mærke kun for et begrænset antal, lidt ældre skibe, fly, tog, vare- og lastbiler. Det skal bemærkes, at UMIP PC-værktøjet heller ikke har alle emissioner med.

Projektet er startet med at screene andre relevante projekter og rapporter fra Danmark såvel som udlandet for at supplere projektgruppens eksisterende viden. Der er set på transportstatistik, sædvanlige emissionsfaktorer, "nye" emissioner og ressourceforbrug, arealanvendelse og barriere-effekt samt logistikplanlaegning.

Kapitel 3 fokuserer på godstransporten i Danmark og EU. Der ses på dens miljømæssige betydning samt dens udvikling og karakteristika. På dette grundlag opdeles produkterne i en række produktgrupper med hver sine kendetegn. Endelig udpeges tre produkter som velegnede til case studies.

I kapitel 4 ses på data- og metodegrundlaget for miljøvurdering af transport. Traditionelt omfattede emissioner og deres effekter beskrives tillige med andre ("nye") emissioner og parametre. Kapitler slutter med en tabel, hvor de beskrevne emissioner er vurderet i relation til væsentlighed, metodeudvikling samt opdatering af data.

Kapitel 5 udgøres af livscyklusscreeninger med UMIP PC-værktøjet af de tre udvalgte produkter med tilhørende produktkæder: en skinke, et TV og et parcelhus.

I kapitel 6 gives projektets konklusioner og anbefalinger.

Herudover indeholder rapporten referencer og otte bilag.

2 Sammenfatning af screening af andre relevante projekter og rapporter

Der er foretaget en screening af de danske projekter og rapporter, der kan være relevante i relation til produkters forbrug af transport.

2.1 Transportstatistik

Transportstatistikkerne kan opdeles i danske, europæiske og øvrige statistikker.

2.1.1 Dansk transportstatistik

Den danske godstransportstatistik (fra Danmarks Statistik) er mangelfuld. Indberetningerne om godsmængder har ry for at være usikre og tilfældige. Godsmængdestatistikkerne skal derfor tages som retningslinier eller anslåede størrelser. Hvorvidt dette vil influere på projektet, vil afhænge af de metodiske overvejelser, der skal foretages i fase 2.

Hvis det bliver besluttet at anvende transportstatistikkerne som grundlag for en bestemmelse af den samlede produktivitet i transportsektoren, kan usikkerheden i godstransportstatistikken medføre en bias. De eksisterende udtræk fra Danmarks Statistik giver ganske enkelt ikke et tilstrækkelig nøjagtigt billede af, hvor meget gods der transporteres, hvordan det transporteres, og hvor langt det transporteres.

Der findes mindre autoriserede kilder til transportstatistikken, det vil sige statistikker, der baserer sig på cases eller mindre lokalområder. Disse statistikker kan anslås at være pålidelige i et indskrænket område.

2.1.2 Europæisk transportstatistik samt USA, Canada, Australien m.fl.

De europæiske transportstatistikker lider af de samme mangler som de danske. De nord/vesteuropæiske statistikker må dog vurderes at være bedre end de syd/østeuropæiske.

2.1.3 Andre transportstatistikker

På verdensplan er der meget dårligt overblik over godstransportens omfang. Det gælder både transportmidler, godsmængder og transportafstande.

2.2 Emissionsfaktorer

Generelt er Danmark og Sverige de to lande, der har de bedste værktøjer¹ til udregning af emissionsfaktorer for national godstransport. Der er dog stor forskel på kvaliteten af emissionsværdierne, afhængigt af transportmidler. En bedømmelse på basis af screeningen (og erfaringer fra tidligere projekter) giver følgende resultat:

Ovenstående er en relativ bedømmelse af datakvaliteten for emissionsfaktorer i relation til fx miljøstyring af godstransporten for danske data.

2.2.2 Emissionsfaktorer i Europa (+ USA, Canada, Australien m.fl.)

Generelt kan emissionsværdierne for CO, HC, NO_x, SO2 og partikler variere op til flere hundrede procent fra land til land. Dette skyldes dels forskelligheder i krav til brændstof, filtre og andre transportmiddelteknologier, dels forskelligheder i modellerne, der anvendes til emissionsberegninger. Via fælles lovgivning findes der dog en vis ensartethed inden for EU.

I EU står Miljøagenturet bag computerprogrammet Copert (European Environmental Agency, 1997), som på meget detaljeret niveau kan beregne emissioner og brændstofforbrug for vejtransport. Oplysningerne skønnes at være af høj kvalitet. Nogle oplysninger er dog fremskrevet ved faktortildeling af ældre data. Ud over en omfattende dataparameterisering bringer programmet også detaljerede oplysninger om VOC's sammensætning, hvad der er af betydning for bl.a. vurdering af miljø- og sundhedsskadelige effekter. Miljøagenturet udgiver ligeledes opslagsværket for europæiske luftemissioner EMEP/CORINAIR (European Environmental Agency, 1999), som ud over at bringe data fra COPERT også har oplysninger om tog, skib, fly og pipeline. På nær pipeline skønnes disse oplysninger at være moderat til relativt gode. Der er fundet andre referencer, som kan understøtte EMEP/CORINAIR. Alt i alt vurderes datasituationen i EU således:

Ovenstående er en relativ bedømmelse af datakvaliteten for emissionsfaktorer i relation til fx miljøstyring af godstransporten for data i EU.

I USA har USEPA, Office of Mobile Sources, udviklet "Highway Vehicle Particulate Emission Modeling Software PART5". Modellen beregner for bl.a. dieseldrevne lastbiler partikelemissionen for partikler op til 10 mm og omfatter partikler i udstødningen og deres komponenter, slid på bremser og dæk samt ophvirvlet støv.

Det gælder generelt, at vejtransporten er den bedst beskrevne, hvad angår de traditionelle emissionsfaktorer. Kvaliteten af emissionsfaktorerne fra bane og søtransport varierer noget, og emissionsfaktorerne fra lufttransport og pipeline er dårlige eller ikke eksisterende.

2.2.3 Emissionsfaktorer i resten af verden

Uden for den vestlige verden er der kun meget begrænsede data for emissionsfaktorer ved godstransport. Der må forventes meget store udsving for emissionsværdier for CO, HC, NO_x, SO2 og partikler. Selv emissionsfaktorerne for CO2 må forventes at være usikre.

2.3 Emissioner og ressourceforbrug

2.3.1 Slid

Partikler

Der er fundet en enkelt dansk rapport (Drivsholm et. al., 2000), der beskæftiger sig med dannelsen af partikler som følge af slid på bildæk og asfaltbelægninger.

PAH

Der er fundet to danske (Elvebakken, 1991), (Fauser, 1999) og en svensk publikation (Eriksson et. al., 1995), der giver et vist overblik over emissionen af PAH som følge af dækslid og slid af asfaltbelægninger.

Tungmetaller

I den danske massestrømsanalyse for nikkel er bl.a. angivet emissionen af nikkel med fuelolie, benzin og gasolie, smøreolie, bitumen og naturgas (Lassen et. al., 1996b).

I den danske massestrømsanalyse for cadmium er bl.a. angivet emissionen af cadmium med galvaniserede køretøjer, dæk, olieprodukter og naturgas (Drivsholm et. al., 2000).

I en svensk publikation (Westerlund, 1998) er angivet emissionen af cadmium, chrom, kobber, nikkel, bly og zink fra bremsebelægninger på bl.a. lastbiler.

2.3.2 Fremstilling af brændstof

Der er fundet en schweizisk publikation (Frischknecht, 1996), som på detaljeret niveau gør rede for ressourceforbrug og emissioner ved udvinding, raffinering, oplagring og distribution af brændstof i Schweiz og EU. Det nævnte opslagsværk EMEP/CORINAIR fra Miljøagenturet har ligeledes gode data, men ikke så operationelt anvendelige som det schweiziske værk.

2.3.3 Infrastruktur

Der er fundet en dansk rapport (COWIconsult, 1992), som angiver materialeforbruget for trafikanlæg. Der er fundet en schweizisk publikation (Maybach et. al., 1995), som på detaljeret niveau gør rede for ressourceforbrug og emissioner forbundet med opbygning og nedtagning af forskellige transportanlæg.

2.3.4 Fremstilling og bortskaffelse/genvinding af transportmidler

Førnævnte danske rapport (COWIconsult, 1992) angiver også materialeforbruget for transportmidler.

Der er fundet en schweizisk publikation (Maybach et. al., 1995), som på detaljeret niveau gør rede for ressourceforbrug og emissioner forbundet med fremstilling og bortskaffelse/genvinding af de forskellige transportmidler. Også en svensk rapport beskæftiger sig med emnet (Eriksson et. al., 1995).

2.4 Arealanvendelse og barriereeffekt

Der er fundet en dansk rapport (COWIconsult, 1992), der beskæftiger sig med disse forhold.

2.5 Logistikplanlægning

Der er i det gennemgåede materiale flere undersøgelser om de logistiske sammenhænge. Der bør foretages en mere detaljeret screening af dette område for at undgå overlapning med andre projekter.

2.6 Opsummering

Det har ikke indenfor den afsatte tid været muligt at afklare mulighederne for at inddrage erfaringer fra udenlandske undersøgelser af transportstatistik og logistikplanlægning. For transporter i Danmark er der allerede i dag modeller, der på et rimeligt niveau kan redegøre for emissionsfaktorerne for landtransport på vej. Derimod er der stadig væsentlige usikkerheder for emissionsfaktorer for bane-, sø- og lufttransport samt pipeline.

For godstransport i EU vurderes transportstatistikkerne at være behæftet med samme usikkerhedsfaktorer som de danske, og der bør foretages en metodiske prioritering i relation til disse transporter. Transportstatistik uden for EU vurderes at være meget usikker.

For transporter i EU findes der modeller, som på detaljeret niveau kan redegøre for emissionsfaktorerne for vejtransport og på rimeligt niveau for emissionsfaktorerne for bane-, sø- og lufttransport. For pipeline findes mere usikre faktorer. Det skønnes, at disse faktorer med fordel kan indgå i det danske arbejde.

3 Godstransporten i Danmark og EU

Dette kapitel beskriver godstransportens miljømæssige betydning, udvikling og karakteristika med fokus på Danmark. Da godstransport udgør sammenhængende logistikkæder, kan godstransporten ikke afgrænses snævert til Danmark, men må betragtes på regionalt eller globalt plan. En meget stor del af Danmarks internationale godstransport går til og fra EU, så derfor er det rimeligt at afgrænse karakteriseringen til Danmark og EU. I det senere arbejde med scenarier for produktkæder vil transporten naturligvis indgå på globalt plan.

3.1 Godstransportens miljømæssige betydning

Dette afsnit giver en problematisering af godstransportens miljømæssige betydning i forhold til samfundets øvrige energiforbrugende aktiviteter, dvs. produktion, handel og service samt husholdninger.

I statistikkerne fra fx Danmarks Statistik, Energistyrelsen, Trafikministeriet, Miljøstyrelsen og Eurostat findes der forskellige oplysninger om godsmængder og transportarbejde. Men med hensyn til energiforbrug og miljøbelastning er godstransporten ikke - eller kun i ringe omfang - skilt ud fra den samlede transport. I dette afsnit er godstransportens miljø- og energiandel estimeret fra tilgængelig statistik og personlige oplysninger fra Energistyrelsen. Statistikken vedrører først og fremmest Danmark og er baseret på salgsstatistik. Dette betyder, at kun brændstof solgt her i landet er omfattet og således ikke dansk transport i udlandet. Til gengæld er udenlandsk transport i Danmark indirekte med.

Omfanget af påfyldninger af brændstof på eksportlastbiler varierer, afhængig af de nationale dieselpriser. Således har der de seneste år været en nettoeksport af diesel til svenske og tyske lastbiler, der har tanket i Danmark på grund af de lave dieselpriser. Omfanget af disse relationer er ikke klare, og der må derfor tages forbehold for de konklusioner, der kan drages af brændstofstatistikken. Betydningen af Danmarks transportrelationer med udlandet vil blive diskuteret i afsnit 3.1.1.

3.1.1 Transportens energiforbrug i Danmark og EU

Figur 3.2 og 3.3 viser energiandelen af den samlede person- og godstransport i EU og i Danmark. Som kilder er benyttet EU Transport in Figures (European Commission, 1999) og Energistatistik 98 (Energistyrelsen, 2000).

Oplysningerne er baseret på det direkte energiforbrug, dvs. at tab i forbindelse med energifremstilling (udvinding, raffinering og konvertering til el og varme) ikke er medregnet, se boksen på næste side. Der arbejdes i det følgende med begreberne direkte og primær energi, og disse er forklaret i boksen på næste side.

 
Elektrisk energi

kommer fra fossile brændsler, uran og biobrændsler. Dertil kommer sol, vind eller vand. I elektrisk energi produceret fra brændsler indgår de samme processer og tab, som er nævnt ovenfor. Desuden er der tab ved levering af el fra kraftværk til forbruger.

I forhold til energien i brændslet er det samlede tab ved produktion og levering af elenergi typisk 60-70%. Det er således kun ca. 1/3 af den primære energi, der kan tappes som el af forbrugerne.

Brændselsenergien indfyret i kraftværket måles f.eks. i TJ (10¹² J) eller tons. Den producerede og direkte anvendte elenergi angives normalt i kWh eller GWh (10⁹ Wh).

Figur 3.1
Transportens andel i EU, ekskl. international skibsfart, 1998.
  

Figur 3.2
Transportens andel i Danmark, ekskl. international skibsfart, 1998.

For både Danmark og EU gælder, at international skibstrafik ikke er medregnet, dvs. at brændsel ved bunkring er udeladt. (European Commission, 1999) oplyser imidlertid lidt ældre tal for bunkring, som viser, at andelen heraf udgør 3,8% af det samlede energiforbrug, svarende til godt 11% af transportenergiforbruget. Tal fra Oliebrancens Fællesrepræsentations olieberetning (Oliebrancens Fællesrepræsentation, 2000) peger på, at denne andel er ca. dobbelt så stor for Danmarks vedkommende. Statistikken vedrørende international skibstrafik er imidlertid mangelfuld, og det kan ikke afgøres, hvor stor en del der rent faktisk forårsages af dansk gods. Tallene viser dog, at international skibstrafik ikke er ubetydelig. Den altovervejende del udgøres antagelig af godstransport.

Figurerne viser nogenlunde samme billede. I EU statistik er handel, service og husholdninger lagt sammen og indeholder også landbrug, men svarer ret godt til summen af de danske andele. For EU er et mindre bidrag til ikke-energi formål ikke medtaget. Ikke-energi formål er fx olie, kul eller naturgas, som benyttes som råvarer for kemiske produkter. For Danmark er dette bidrag regnet med under produktion, men dette påvirker ikke det samlede billede. Transportandelen i Danmark og EU er ca. lige stor og fordeler sig på nogenlunde samme måde, dog således at den danske andel af lufttrafik er noget større end EUs gennemsnit. Ifølge Energistyrelsen (Jensen, 2000) skyldes dette et stort brændstofsalg fra Kastrup lufthavn, som er vanskelig at fordele på danske og udenlandske fly, men Energistyrelsen arbejder på at forbedre statistikken. Dansk indenrigsflyvning alene udgør kun 0,2% af det samlede energiforbrug.

Set fra et miljømæssigt synspunkt er fordelingen mellem de direkte energiforbrug ikke helt repræsentativt for miljø- og ressourcebelastningen. I stedet bør benyttes det primære energiforbrug, se faktaboksen i afsnit 3.1.1. Figur 3.4 viser transportens energiandel i Danmark fordelt ud fra primær energi. Det direkte energiforbrug i Danmark var i 1998 på 642.149 TJ (Energistyrelsen, 2000), se bilag A. 1 TJ (terajoule) = 10¹² J svarer til ca. 24 tons olie. Når man til det direkte energiforbrug lægger bidraget til el- og varmekonvertering samt udvinding/raffinering (precombustion), får man det samlede energiforbrug målt i brændsler og vedvarende energi, se beregningerne i bilag 1. Energibidraget til el- og varmekonvertering er 140.572 TJ og energibidraget til udvinding/raffinering er 39.112 TJ. Det samlede energiforbrug målt i brændsler og vedvarende energi er derfor 854.760 TJ. Fraregnes bidraget fra eksport af elektricitet er det samlede energiforbrug ca. 831.115 TJ.

Bidraget til udvinding/raffinering vedrører kun dansk produceret brændsel, og giver derfor ikke et retvisende billede af produktionen af den brændselsmængde, som omsættes i Danmark. I stedet er der lagt 10% til det direkte brændselsforbrug for udvinding og raffinering. Dette tillæg passer ret præcist for gas- og fuelolie, naturgas og kul ud fra data i (Miljøstyrelsen, 1999), men er lidt i underkanten for koks og benzin. Med tildelingen af 10% i stedet for bidraget til udvinding/raffinering i Danmark er det primære energiforbrug i Danmark på 867.334 TJ (ekskl. eksport af el). I figur 3.4 er el og varmeproduktion samt udvinding og raffinering delt ud på de enkelte forbrugsgrupper, som derved er repræsenteret ved det primære energiforbrug.

Figur 3.3
Transportens andel i Danmark målt som primær energi, ekskl. international skibsfart, 1998.

Figur 3.4 viser sammenlignet med figur 3.3, at den danske transports relative andel er lidt mindre målt i primær energi end i direkte. Dette skyldes, at transport i Danmark kun bruger lidt elektricitet i forhold til elforbruget i husholdninger, handel/service og produktion og at produktion af elektricitet fra brændsler er forbundet med store tab.

3.1.2 Godstransportens relative energiforbrug

Der er ikke fundet statistiske oplysninger, som direkte udtrykker energiforbruget ved godstransport eller persontransport. Energistyrelsen regner med, at ca. 30% af transportenergien anvendes til godstransport (Jensen, 2000). Ifølge denne kilde udgør godstransporten 37% af det direkte energiforbrug på vej og 25% af det direkte energiforbrug på bane.

Energistyrelsen har ingen fordeling vedr. skibsfart, men de arbejder med det. I dette projekt er estimeret et energiforbrug for national godstransport med skib, svarende til en andel på ca. 39% af det samlede direkte energiforbrug for skibstrafik. Dette er baseret på et estimat af transportarbejdet ud fra registreret godsmængde (Danmarks Statistik, 1999a) og afstand skønnet ud fra godsomsætning mellem danske havne fra samme kilde. Energiforbruget er for transportarbejdet beregnet ud fra oplysninger om skibes energiforbrug i (Miljøstyrelsen, 1999). Gods med færger er regnet som Ro-Ro skibe og resten som coastere.

For flytrafik har Energistyrelsen sammen med de danske indenrigsselskaber estimeret en andel på ca. 10% af det direkte energiforbrug til flytrafik, men opgørelsen er usikker, og Energistyrelsen arbejder på bedre statistikdata. Andelen på 10% af energiforbruget til godstransport med fly skønnes i overkanten, og ud fra verificering af energiforbrugene (afsnit 3.1.3) er det valgt at benytte 6%.

Godstransportens andel af transportenergiforbruget i henhold til ovenstående er resumeret i tabel 3.1. Den øvrige del af energiforbruget vedrører underforstået persontransport. Af praktiske grunde er forsvarets transport regnet som persontransport.

Tabel 3.1
Godstransportens andel af det direkte transportenergiforbrug i dette projekt.

Figur 3.5 viser fordelingen af gods- og persontransport for hver transportform beregnet som primær energi. Fordelingen er beregnet under brug af andelene af godstransportens direkte energiforbrug for hver transportform vist i tabel 3.1og tillagt precombustion og bidrag til elkonvertering. Der vil kun være lille afvigelse mellem den direkte og den primære energifordeling, da transporten kun bruger lidt elektricitet, så forskellen vil mest vedrøre banetransport. Rent praktisk er det antaget, at elforbruget på banen udelukkende går til passagerdrift, hvorefter brændselsforbruget er fordelt mellem person- og godstrafik.

Figur 3.4
Transportens energifordeling i Danmark fordelt på gods- og persontransport, baseret på primær energi, 1998.

Godstransportens andel ses at udgøre ca. 31% af transportens energiforbrug, hvilket er i god overensstemmelse med Energistyrelsens forventning. Hovedparten er vejgods.

3.1.3 Verificering af energiforbrugene

Denne andel kan verificeres ved at antage, at den solgte mængde gasolie (dieselolie) fraregnet en andel til personbiler og busser går til godstransport. Mængden af gasolie til vejtransport er 65.412 TJ, direkte energi (Energistyrelsen, 2000). (Danmarks Statistik, 1999b) oplyser antallet af personkm (pkm) i bus til 11.135 mio. Eurostat benytter et energiforbrug på 0,6 MJ/pkm for bus. Dette giver et energiforbrug på 6.680 TJ til busser.

Dieselpersonbiler udgør 4,6% af antal personbiler. Hvis dieselpersonbilerne forbruger samme mængde energi pr. bil som benzinpersonbilerne forbruger de 3.930 TJ (svarende til 4,6% af benzinmængden på 85.400 TJ). Tilbage er 54.800 TJ eller 36% af den samlede vejtransport på 150.812 TJ. Dette svarer godt til de oplyste 37%.

Et gråt område er servicetransport (fx politi, redning, reparation, håndværk) og det kan være interessant at kende størrelsesordenen. En del servicetransport udføres med ovennævnte dieselpersonbiler, men også varebiler, der overvejende kører på diesel, benyttes. Pr. definition sætter man personbil = persontransport og varebil = godstransport. Brændstofforbruget til varebilerne kan beregnes til ca. 18 000 TJ (se ad 3), så størrelsen er ikke uinteressant. En del servicekørsel medfører i sig selv godstransport, fx en murer der har sine mursten med, eller en installatør der har reservedele eller måske fx en hel vaskemaskine med.

Andelen af banegods

I Nøgletal for Transport (Danmarks Statistik, 1999b) er godstransporten med tog opgjort til 2.066 mio. tonkm, som dog dækker national og international transport med danske tog. Energiforbruget med godstog er ca. 0,7 MJ/tonkm² fra data i (Miljøstyrelsen, 1999). Dette giver et energiforbrug på 1.446 TJ, som på størrelsesordenen bekræfter den beregnede mængde, som er 1.221 TJ direkte energi.

Vejtransport med danske lastbiler

Salgsstatistikken for brændstof har den svaghed, at den ikke viser energiforbruget forårsaget af vejtransport med danske lastbiler, dvs. både national og international kørsel. I salgsstatistikken indgår imidlertid et vist salg til udenlandske lastbiler som kører i Danmark, som sandsynligvis vil mere end opveje den brændstofmængde, som danske lastbiler køber i udlandet.

Den nationale vognmandskørsel (lastbiler >6 tons totalvægt) udgør 10.108 mio. tonkm (Danmarks Statistik, 1999b). Eurostat benytter et energiforbrug på 2,6 MJ/tonkm for vejgods, som dækker en blandet flåde af små og store lastbiler. Dette giver et energiforbrug på 26.280 TJ. Den internationale vognmandskørsel med danske lastbiler >6 t udgør 11 264 mio. tonkm (Danmarks Statistik, 1999b). Dette finder overvejende sted med store lastbiler (>18 tons totalvægt). Benytter man et energiforbrug på 0,9 MJ/tonkm fra data i (Miljøstyrelsen, 1999) giver det et energiforbrug på 10.140 TJ eller i alt ca. 36.400 TJ. Mængden beregnet ud fra Energistyrelsens 37% fordeling er 55.800 TJ, direkte energi, og dermed en del større. Det skal dog bemærkes, at godstransporten med varebiler (2-6 t) ikke er med i ovenstående regnestykke.

Antal køretøjs-km med disse varebiler er 5.204 mio. km sammenlignet med 36.800 for personbiler og 713 for lastbiler >6 t. Hvis man antager et brændselsforbrug på 0,08 kg/km (10 km/l), får man et energiforbrug for varebilerne på ca. 18.000 TJ som sammen med de før beregnede 36.400 TJ giver 54.400 TJ. Dette er i god overensstemmelse med den beregnede mængde for vejgods på 55.800 TJ og viser, at både den nationale og den internationale vejgods transport kan rummes i dette tal.

Den verificerede mængde kan være lidt mindre, da nogle af varebilerne må formodes at blive benyttet til persontransport. På den anden side vil den beregnede mængde, som tilfældet er, forventeligt være større end den verificerede, da den som følge af lavere dieselpris i Danmark end i udlandet i opgørelsesperioden vil indeholde et (ukendt) mersalg fra grænsehandel.

Energiforbruget til flytransport

Antal personkm med indenrigsfly er 424 mio. (Danmarks Statistik, 1999b). Eurostat benytter et energiforbrug på 2,4 MJ/pkm for fly. Dette giver et energiforbrug på 1.012 TJ, hvilket bekræfter de oplyste 1.300 TJ (Danmarks Statistik, 2000).

Antal personkm med udenrigsfly er ikke oplyst men er estimeret således: Der var i 1998 268.000 starter/landinger med udenrigsfly og 8,18 mio. passagerer. Hvis hver passager i gennemsnit rejser fx 1.500 km giver det 12.270 mio. pkm og et energiforbrug på 29.400 TJ ved 2,4 MJ/pkm. Denne værdi bekræfter de oplyste 31.453 TJ (Danmarks Statistik, 2000).

Andelen af flygods

Der blev i Danmark fragtet 21.000 t flygods i 1998 (Danmarks Statistik, 1999b). Hvis hver rute i gennemsnit er 200 km svarer dette til 4,2 mio. tonkm. Fra data i (Miljøstyrelsen, 1999) kan man beregne et energiforbrug på ca. 20 MJ/kg gods som summen af start/landing og cruise med et mellemstort fly. Det resulterende energiforbrug bliver derved 84 TJ eller 6,5% af det oplyste forbrug på 1.300 TJ.

Der blev fragtet 99.000 tons gods med danske udenrigsfly i 1998. Hvis man i gennemsnit regner med 2.000 km svarer dette til 198 mio. tonkm. Fra data i (Miljøstyrelsen, 1999) kan man beregne et energiforbrug på ca. 10 MJ/kg gods som summen af start/landing og cruise med et stort fly. Det resulterende energiforbrug bliver derved 1.980 TJ eller 6,4% af det oplyste forbrug på 31.453 TJ. Estimatet er naturligvis meget usikkert.

Ovenstående verificering tyder på, at 10% energiforbrug til flygods er højt sat, og det er valgt at benytte 6%. De 10% kan dog være realistisk, hvis udenrigs flygods gennemsnitligt transporteres væsentligt længere end de 2.000 km fra eksemplet.

3.1.4 Godstransportens relative miljøbelastning

Transportens andel af energiforbruget som vist i figur 3.3 og 3.4 giver en indikation af transportens miljøbelastning, men uden at vise et klart billede. For at vise transportens miljøbelastning mere præcist er det nødvendigt at beregne dens miljøeffekter og sammenligne disse med de øvrige energirelaterede og ikke energirelaterede miljøeffekter i Dan.

Miljøeffekterne beregnes fra de emissioner, som kommer fra alle processer i Danmark , dvs. energirelaterede processer, ikke-energi relaterede processer og naturprocesser (forrådnelse etc.). Beregningen af emissionerne er skitseret nedenstående. Figur 3.6 viser de miljøeffekter fra den danske luftemission, som traditionelt vurderes - drivhuseffekt, forsuring, fortokemisk ozondannelse og næringssaltbelastning. Miljøeffekterne er beregnet ved den såkaldte UMIP-metode (Wenzel et al. 1996), se afsnit 4.1. Resultaterne er vist i såkaldt normaliserede værdier, da dette muliggør en sammenligning med befolkningstallet, se diskussionen af tabel 3.3. Normalisering er forklaret i afsnit 4.1 og er udtrykt i personækvivalenter - PE _WDK90

I figur 3.6 er produktionen af brændsler (precombustion) indregnet, dvs. at miljøeffekterne udtrykker den primære energi. Beregningerne kan følges i bilag B. Figur 3.7 viser den procentvise fordeling og modsvarer således figur 3.4, som viste den procentvise fordeling af det primære energiforbrug.

Se her!

Figur 3.5
Miljøeffekter fra danske kilder udtrykt som personækvivalenter og indregnet produktion af energi, 1998. Enheden PE_WDK90 er forklaret i afsnit 4.1
   

Se her

Figur 3.6
Procentvis fordeling af miljøeffekter fra danske kilder, 1998.

Figur 3.6 viser, at de største miljøbelastninger fra transport, målt i personækvivalenter, kan tilskrives drivhuseffekt og fotokemisk ozondannelse. Hvis man ser på den procentvise fordeling er andelen af drivhuseffekt, forsuring og næringssaltbelastning nogenlunde lige stor - og noget mindre end hvad transportandelen af energi viser (figur 3.4). Dette skyldes, at bidraget fra ikke-energi kilder er medtaget i figur 3.6 og 3.7. Bidraget fra ikke-energi kilder er især stort for forsuring og næringssaltbelastning, hvilket for en stor del må tilskrives landbruget, der udgør langt hovedparten af "produktion, ikke energi". Sammenlignet med andre kilder bidrager transporten især til fotokemisk ozondannelse, hvor den står for godt 40%.

Foruden de viste effekter er toksicitet vigtig, men denne er overordentlig usikker at vurdere, og er derfor ikke medtaget. Transport er dog erkendt at bidrage væsentligt til både human- og økotoksicitet via udledning af bl.a. VOC, CO, partikler og i mindre grad tungmetaller. Sidstnævnte problem er blevet væsentligt reduceret gennem udfasning af bly i benzin og er nu begrænset til spormetaller i brændstoffet og slitage af motor og katalysator. Emissioner til vand er ligeledes ikke medregnet, fordi transport stort set ikke bidrager til vandemission vedrørende de her medtagne effekter. Især landbruget bidrager her til vandemission med effekterne forsuring og næringssaltbelastning.

Figur 3.8 viser miljøeffekterne fra de forskellige former for person- og godstransport. Figur 3.9 viser den procentvise fordeling modsvarende figur 3.5. Igen viser persontransporten den største andel af transportens miljøbelastning, men der er dog forskydninger mellem de forskellige miljøeffekter. Godstransporten står for ca. 30% af drivhuseffekten og persontransporten for de resterende 70%, hvilket er forventeligt sammenlignet med figur 3.5, da transportens drivhuseffekt altovervejende er relateret til CO2-emission fra forbrænding af brændsler. Med hensyn til forsuring og næringssaltbelastning har godstransporten en noget større andel, nemlig godt 40%, hvorimod andelen af fotokemisk ozondannelse er mindre, nemlig ca. 25%.

Se her

Figur 3.7
Miljøeffekter fra de enkelte person og gods transportformer indregnet produktion af brændsler, 1998.
  

Se her

Figur 3.8
Procentvis fordeling af miljøeffekterne fra person og gods transportformer, 1998.

I tabel 3.2 er resumeret de beregnede effektpotentialer for godstransport.

Tabel 3.2.
Effektpotentialer for godstransport. Afrundede værdier.

Beregningerne af transportens miljøbelastninger er behæftet med en del usikkerhed, som især kan tilskrives emissionsfaktorerne. Emissionsfaktorerne er verificeret ved sammenligning med DMUs forventede emissioner og er diskuteret nedenstående.

Tabel 3.3 viser antal personekvivalenter i Danmark beregnet dels ud fra dette projekt og dels fra DMUs emissionsopgørelser (Danmarks Miljøundersøgelser, 2000).

Tabel 3.3
Antal normaliserede personekvivalenter for dansk luftemission beregnet fra dette projekt og DMUs opgørelse.

Overordnet set kan man forvente, at resultaterne målt i personekvivalenter vil svare nogenlunde til indbyggertallet i Danmark, med det forbehold, at personækvivalenterne er målt med 1990-udledninger som fast reference. Tabellen viser, at antal personækvivalenter for drivhuseffekten er ca. dobbelt så stor som Danmarks befolkning. Dette er forventeligt, da personækvivalenten for drivhuseffekten er opgjort i forhold til en verdensborgers gennemsnitsudledning, da drivhuseffekten er en global effekt. En gennemsnitsborger i et I-land som Danmark står for ca. dobbelt så stort et drivhuseffektbidrag som den gennemsnitslige verdensborger.

Med hensyn til forsuring, fotokemisk ozondannelse og næringssaltbelastning er antal personækvivalenter mindre end Danmarks befolkning. Dette er forventeligt, dels fordi mængden af de emissioner som forårsager disse effekter er faldet og dels - for næringssaltbelastning og forsuring - fordi emissioner til vandmiljøet ikke er medregnet. Næringssaltbelastning og forsuring til vandmiljøet kommer især fra landbruget, men de statistiske oplysninger om mængderne er mangelfulde, hvorfor de ikke er medregnet.

Der er stort set god overensstemmelse mellem værdierne beregnet i dette projekt og værdierne beregnet fra DMUs opgørelse. DMU inkluderer kun produktion af brændsler i Danmark, mens dette projekt inkluderer produktionen af de forbrugte brændsler, som er noget større. Det er især kulproduktion til elværker ,som udgør forskellen. Modsat rettet opgør DMU den faktiske produktion af el, hvor dette projekt opgøres på det faktiske forbrug, som var lidt mindre end produktionen i 1998 på grund af eksport af el. Netto har drivhuseffekten en lidt større værdi i dette projekt end i DMUs opgørelse og de øvrige effekter lidt mindre - mest udtalt for fotokemisk ozondannelse.

Sidstnævnte forskelle skyldes bl.a., at dette projekt har anvendt emissionsfaktorer for de enkelte transportformer som for lastbiler er baseret på nugældende grænseværdier (EURO 2). Derimod bygger DMUs opgørelse på emissionsfaktorer, som er repræsentative for den eksisterende flåde af transportmidler, som er godkendt i henhold til grænseværdierne i pre-EURO, EURO 1 og EURO 2. For fotokemisk ozondannelse, som forårsages af NMVOC, udgør transporten således 42% inkl. brændselsproduktion i dette projekt og 46% ekskl. brændselsproduktion i DMUs opgørelse. I DMUs opgørelse ligger NMVOC fra brændselsproduktion under produktion.

Anvendelse af emissionsfaktorer rummer altid en usikkerhed, da man i sagens natur ikke har mulighed for at måle på alle enkeltkilder. Kun "hovedemissionerne" fra meget store enkeltkilder som kraftværker o.lign. er baseret på målte værdier i dette projekt såvel som i DMUs opgørelse. Med hensyn til transport og fyring med brændsler har der i dette projekt været behov for en opdeling på transportformer og brændselsformer, hvilket giver et mere nuanceret billede i forhold til DMU; men de anvendte emissionsfaktorer er i lighed med DMUs ret grove.

Det kunne være interessant at benytte en mere præcis model opdelt efter mere specifikke typer af transportmidler, transportmønstre etc., da man herved kan anvende mere præcise emissionsfaktorer. Værktøjer som fx TEMA (Trafikministeriet, 2000) eller UMIP (Miljøstyrelsen, 1999) åbner mulighed for dette, men for et samlet nationalt transportscenarie vil modellen blive meget omfattende og statistikken for transportarbejdet, som man må basere resultaterne på, er meget usikker. Derfor er der til denne opgørelse ikke forsøgt udført mere præcise beregninger.

En stor usikkerhed i dette projekts opgørelse knytter sig til produktion af brændsler, hvor der er meget stor afvigelse mellem forskellige referencer - bl.a. affødt af hvor brændslet er produceret. I forhold til afbrænding af brændslet udgør produktionen dog kun en begrænset del - ca. 10% målt som energi. Men for fx NMVOC kan andelen være meget stor, og der er stor forskel mellem de forskellige referencer.

Med dette projekts referencer er NMVOC-udledningen størst for olieudvinding og - produktion og mindst for naturgas med stenkulsproduktion ca. midt imellem. Referencen for olieproduktion er for EU's gennemsnitsforbrug, der for en stor del er produceret i Mellemøsten, og referencen er næppe repræsentativ for dansk produktion. Imidlertid har Danmark både en stor import og eksport af olie til EU. Det har ikke været muligt at fremskaffe nøjagtige data for dansk olieproduktion.

Bagom den tidligere nævnte forskel på fotokemisk ozondannelse mellem dette projekt og DMUs opgørelse gemmer sig, at NMVOC fra olieproduktion i dette projekt er en del større end i DMUs opgørelse og at NMVOC fra transportmidlerne med de nugældende grænseværdier anvendt i dette projekt kan være væsentlig mindre end den faktiske flåde repræsenteret i DMUs opgørelse (EURO 2 er fx under det halve af pre-EURO fra før 1993). Der er væsentlig usikkerhed ved at anvende grænseværdier til opgørelsen, da emissionerne i praksis vil variere med transportmiddelteknologi og transønstre.

Fokus på transportens miljøpåvirkning ligger traditionelt på drivhuseffekten, men dette afsnit viser, at transporten har andre miljøeffekter, hvoraf fotokemisk ozondannelse som følge af VOC synes at være et særligt transportrelateret problem, hvorimod transportens andel i næringssaltbelastning og forsuring synes at ligge på niveau med drivhuseffekt. Vi skal senere se at transporten også giver et væsentligt bidrag til toksicitetseffekter som følge af VOC og partikler.

3.2 Godstransportens udvikling og karakteristika

Dette afsnit etablerer et første overblik over sammensætningen af den danske godstransport og udviklingen i denne. Da ca. halvdelen af transportarbejdet til og fra danske virksomheder foretages til og fra resten af Europa (primært EU), er transportsammensætningen herfra også medtaget. Overblikket er dannet ud fra de seneste kvartalsopgørelser fra Eurostat og Danmarks Statistik samt EUs årsoversigt (European Commission, 1999). Desuden bygger de på tidligere opgørelser beskrevet i (COWI, 1997).

Opgørelsen har til formål at afklare, hvilke udviklinger i godstransporten i relation til hvilke brancher, produkter og produktionsmetoder, der er væsentlige at medtage i en revision af UMIPmetoden.

3.2.1 Godstransport i EU

Transportarbejdet i EU har gennemgået en jævn vækst siden 70'erne. På europæisk plan vurderer man at transporten udgør 4% af nationalproduktet og beskæftiger over 6 millioner mennesker (European Commission, 1999). I figur 3.10 er udviklingen i den europæiske godstransport i tonkm illustreret. Der er en markant forskellig udvikling i anvendelsen af de forskellige transportmidler.

Figur 3.9
Udviklingen i transportarbejdet for vejtransport, short-sea shipping, banetransport, indenlandske vandveje og pipeline (European Commission, 2000).

Transportarbejdet med lastbil er steget med gennemsnitligt 4,2% om året i perioden 1970 til 1997, og den intraeuropæiske søtransport har haft en årlig stigning på 3,5%. Transportarbejdet på indre vandveje og pipelines har haft en lille stigning på hhv. 0,7 og 1,0% om året, mens banetransporten har haft et gennemsnitligt fald på 0,3% om året (European Commission, 2000).

Tabel 3.4 viser fordelingen af gods, transportafstand og transportarbejde på de respektive transportmiddeltyper. Af tabellen fremgår det at medens 78% af godsmængden transporteres med lastbil, foretager lastbilerne kun 44% af transportarbejdet. Dette skyldes at transporterne med lastbiler hovedsageligt er korte indenlandske transporter. De lange internationale transporter foretages med de andre transportmidler.

Tabel 3.4
Godstransporten inden for EU fordelt på transportmidler i 1996 (European Commission, 2000).

(1): Den internationale transport sammenlignet med den samlede transport.

Det har ikke været muligt at finde en samlet opgørelse over godstransporten med fly i EU. Men en opgørelse over de 29 største lufthavne giver en samlet godsmængde på 9,6 mio. tons gods i 1998 svarende til ca. 0,7 ‰ af den samlede godsmængde.

Godstransporten med fly fra Københavns lufthavn var i 1998 på 374.000 tons.

Transportmidlerne anvendes i forskellig grad til forskellige produkter og varegrupper. Denne sammenhæng afhænger af godsmængder, godsværdi, transportafstand, infrastruktur og endelig en del vane og tradition. I tabel 3.5 vises fordelingen af en række varegrupper for vej, bane og indenlandske vandveje i EU.

Tabel 3.5
Varegrupper i % af tonkm på vej, bane og indenlandske vandveje.

Data refererer hovedsageligt til årene 1994-96 afhængig af land og transportmiddel (European Commission, 2000).

Vejtransport er den dominerende transportform for de fleste godsgrupper med undtagelse af kul og andre faste mineralbrændstoffer samt malm og stålrester.

3.2.2 National godstransport

Udviklingen i den danske godstransport følger i høj grad den økonomiske udvikling i Danmark og i de lande, som vi har en stor samhandel med.

Lastbilerne transporterer langt hovedparten af det nationale gods, hvilket bl.a. skal ses med baggrund i de korte afstande, der er nationalt.

Figur 3.10
Fordelingen af national godstransport i 1997 ud fra pålæsset mængde (Danmarks statistik, 1999c).

Godstransport med fly er ikke medtaget på figuren, idet den kun udgør 0,07% af den nationale godstransport.

Ses der på udviklingen i transporten mellem de forskellige transportformer, har der været en stigning i perioden 1991 til 1998 for både tog- og lastbiltrafik.

Figur 3.11
Udviklingen i national godstransport ud fra transporteret mængde (ton) (Danmarks statistik, 1999a), (Danmarks statistik, 1999d) og (Danmarks statistik, 1999e).

Det kraftige fald i den nationale godstransport med skib skyldes bl.a. lukning af "Gulfhavnen" i Stigsnæs, hvorved den nationale olietransport med skib fra denne havn blev flyttet over på lastbil med deraf følgende fald i den nationale søtransport af olie. En modsvarende relativ stigning i transportmængden med lastbil ses ikke, da transportmængden med lastbil i forvejen er væsentlig større end med skib (se tabel 3.4), så den ekstra mængde olietransport tæller derfor kun lidt. Yderligere var der i 1998 et fald i transporten af kul mellem danske havne.

Der er i perioden sket en kraftig vækst i de grænseoverskridende transporter, hvorimod den nationale transport kun har haft en mindre stigning.

Transportarbejdet er steget kraftigere end væksten i godsmængden. Det vil sige godset bliver kørt længere i dag end for 10 år siden.

Figur 3.12
National godstransport med lastbil > 6 tons (Danmarks statistik, 1998).

3.2.3 Fordeling på brancher

Det største godsvolumen inden for produkter er grus, sand, cement og sten.

Figur 3.13
Fordeling af national lastbiltransport i 1998 ud fra godsmængden (ton) (Danmarks statistik, 1999b).

Laves opgørelsen ud fra transportarbejder, udgør "stykgods og bearbejdede varer" den største andel og derefter "næringsmidler og foder" og på tredjepladsen grus m.m.

Nedenstående tabel 3.6 viser hvor stor en andel af det samlede energiforbrug, der anvendes til godstransport. En stor del af godstransport regnet i tabel 3.6 er regnet under produktion i nærværende projekt, fx traktor til landbrug og skovbrug, bulldozer til bygge/anlæg, fiskekutter til fiskeri etc. Dette gør, at tabellens resultater for især de høje transportandele skal tages med forbehold.

Tabel 3.6
Brancher sorteret efter energiforbruget til godstransport opgjort i forhold til det samlede energiforbrug. Godstransport er ikke defineret som i projektet, se tekst.

Ved fiskeri; landtransport og rørtransport; skibsfart; lufttransport samt energi- og vandforsyning er transportens andel af det samlede energiforbrug ca. 100%.

Af tabel 3.4 fremgik godsets gennemsnitlige transportafstande. Af hensyn til arbejdet med scenarier er det imidlertid interessant at kende transportafstande af de enkelte godstyper. Dette er vist i tabel 3.7, som er beregnet ud fra oplysninger om godsmængde (ton) og transportarbejde (tonkm) for udvalgte varegrupper (Eurostat 1994, 1995 og 1998).

Tabel 3.7
Godsets transportafstande i EU.

Se her!

Tabel 3.7 viser tillige andelen af internationalt gods for de enkelte godstyper. En høj procentandel internationalt gods indikerer en lang transportafstand, men afstanden har ikke kunnet beregnes grundet manglende oplysninger om transportarbejde. Både afstande og andel internationalt gods passer rimeligt godt med oplysningerne i tabel 3.4, men er altså her fordelt ud på godstyper. Tabel 3.7 kan afvige noget fra tabel 3.4, da tog i tabel 3.7 kun er opgjort for EU-landene D, F, B, GR, P, SF og A, og skib kun er opgjort for D, F, I, NL, B og L.

3.3 Udpegning af produktgrupper

På baggrund af ovenstående gennemgang kan der opstilles en række kriterier for hvilke produkttyper, der har en interessant livscyklus i relation til godstransporten, dvs. produktgrupper som har et stort transportindhold.

3.3.1 Højværdigods versus lavværdigods

Godsstrømmene er væsentligt forskellige for høj- og lavværdigods. Transportprisen i forhold til totalomkostningerne har stor betydning ved transport af lavværdigods, men marginal betydning for højværdigodset. Dette forhold har ofte vist sig at afføde en relativ ineffektivt og miljøbelastende transport af højværdigods. Til gengæld ses transporten af højværdigods at være forbundet med en vis form for imagepleje. Således er nogle af de større produktionsvirksomheder af højværdigods også blandt de virksomheder, der er længst i deres miljøstyring af godstransporten, fx Novo Nordisk, LEGO, B&O og Stelton.

På grund af internationaliseringen og nye krav til godstransportens udførsel er godstransportens logistikkæder blevet mere komplicerede. Just-In-Time, øget international samhandel, centraliserede lagerfunktioner m.m. påvirker alle kompleksiteten i logistikkæden. Denne udvikling er sket inden for mange produkter, men har selvsagt haft størst betydning for produkter med kort levetid og bestående af mange komponenter eller delprocesser.

4 Data- og metodegrundlaget

Afsnit 4.1 af dette kapitel forklarer miljøvurdering af emissioner, og hvorfra transportsystemets emissionerne stammer, dvs. transport set i et livscyklusperspektiv. PC-værktøjer til beregning af transportens miljøbelastninger vil blive beskrevet. Afsnit 4.2 og 4.3 giver en status over datagrundlag og vurderingsmetoder for de emissioner og effekter, som transporten forårsager. Endelig bringer afsnit 4.4 en sammenfattende status. Status retter sig især mod behovet for opdatering og udbygning af LCA-metodegrundlaget i UMIP og det tilhørende PCværktøj. Afledt af metodeudviklingen kan der være behov for en tilsvarende udvikling af datagrundlaget, som fx kan indgå i TEMA- og UMIP-værktøjerne (Trafikministeriet, 2000), (Miljøstyrelsen, 1999).

Forureningen fra trafikken, herunder godstransport, udgør et væsentligt miljøproblem på både globalt, regionalt og lokalt niveau. Godstransport på vej, bane med skib og fly forårsagede i 1998 ca. 30% af den transportskabte CO₂-emission i Danmark. Emissionen af NO_x og partikler fra godstransport er også væsentlig.

Omkring 300.000 danskere lever langs veje med særlig høj luftforurening. 1,8 mio. mennesker lever i større byområder, heraf næsten 500.000 i København, hvor der fx er opgjort en 40% øget forekomst af lungekræft i forhold til landsgennemsnittet, (Larsen et al. 1997).

(Larsen et al. 1997) gennemgår de væsentligste forureningskomponenter fra biltrafik, og vurderer de enkelte stoffer sundhedsmæssigt under hensyn til niveau og belastning. En række luftforurenende stoffer udpeges, som ud fra sundhedsmæssige årsager anses for at være de mest problematiske. Det drejer sig om:

Partikler, kvælstofdioxid, ozon, PAH, benzen, 1,3-butadien, ethen, propen og aldehyder (formaldehyd, acrolein og acetaldehyd). Af mindre problematiske stoffer, som også enten udsendes direkte med udstødningen eller dannes efterfølgende i atmosfæren nævnes: Kulilte, svovldioxid, øvrige kulbrinter, herunder alkaner, toluen og xylen, øvrige aldehyder, ketoner, organiske syrer, peroxyacetylnitrat (PAN), dioxin og andre metaller. Partikler synes at udgøre det alvorligste sundhedsmæssige problem, og man må forvente, at partikelniveauet påvirker såvel sygeligheden som dødeligheden i befolkningen, (Larsen et al. 1997). Det er derfor positivt, at man ved hjælp af forbedret brændstof, fx ultralet diesel, og partikelfiltre søger at reducere partikelforureningen.

Traditionelt set har de modeller, som henholdsvis trafikfolk og LCA-folk anvender, haft et begrænset antal emissionsparametre. Begrundelsen er bl.a., at man er startet med de væsentlige parametre, for hvilke der lå et godt datagrundlag både med hensyn til emissioner, men også med hensyn til effekter på mennesker og miljø.

På grundlag af rubriceringen i (Larsen et al. 1997) viser tabel 4.1 dels en oversigt over de direkte emissioner, som man traditionelt oplyser, og dels andre direkte eller afledte emissioner, som kan være af betydning.

Rubriceringen danner udgangspunkt for inddelingen af afsnit 4.2 og 4.3. Det skal understreges, at rubriceringen af emissionerne i tabel 4.1 alene er sket ud fra et sundhedsmæssigt synspunkt og ikke et miljømæssigt.

Tabel 4.1
Sundhedsmæssig rubricering af traditionelle og andre parametre i henhold til (Larsen et al. 1997).

4.1 Miljøvurdering af transport

4.1.1 Miljøvurdering af emissioner

De forskellige emissionstyper vist i tabel 4.1 og som typisk rapporteres i emissionsberegningsværktøjer som TEMA2000 (Trafikministeriet, 2000) er ikke umiddelbart sammenlignelige, og det vurderes heller ikke hvilke miljøeffekter emissionerne resulterer i.

De enkelte emissioner kan være interessante hver for sig, fx i relation til politiske målsætninger, (jf. fx de politiske diskussioner om muligheden for at leve op til de nationale og internationale CO2-målsætninger).

Er nedbrydning af stratosfærens indhold af ozon, som beskytter livet på jorden mod skadelig ultraviolet stråling fra solen. Stratosfærisk ozonnedbrydning skyldes især CFC-gasser (freon), som bl.a. er blevet benyttet i renseprocesser, spraydåser, køleskabe og airconditionanlæg. CFC-gasser er nu stort set forbudt.

Skyldes en reaktion mellem VOC og NO_x, som danner ozon (O₃) i atmosfærens jordnære lag. Stigende indhold af ozon i den luft vi indånder er en følge af brug af opløsningsmidler og udledning af uforbrændte brændstoffer fra biler og kraftværker. Ozon forårsager gener og sygdomme i luftveje hos mennesker og forvolder også skader på skov og landbrug.

Udslip af gasser fra elektricitetsværker og biler kan medføre dannelse af syrer, som falder ned med regnen og forsurer fx skove og søer. Ikke alene svovldioxid (SO₂), men også NO_x og ammoniak (NH₃) bidrager til forsuring.

Udledning af kvælstof fra landbrug, kraftværker og biler samt udledning af fosfor fra renseanlæg og landbrug medfører overgødskning af vandløb, søer, indre farvande og af næringsfattige områder som klit og højmose. Det giver iltsvind og fiskedød i søer og indre farvande og landområder, der springer i skov. Fra landbruget er det især gødningsstofferne ammoniak (NH₃) og nitrophoska, som bidrager til næringssaltbelastning. Fra biler og kraftværker er det især NO_x.

Stammer fra spredning af miljøfremmede stoffer fra utallige menneskeskabte aktiviteter med giftvirkninger på mennesker og økosystemer. Det medfører bl.a. øget hyppighed af allergi, forskellige kræftformer og reproduktionsskader hos mennesker og dyr. De kendte emissioner af VOC, partikler og tungmetaller er toksiske. I sidste halvdel af det tyvende århundrede er der yderligere sket en eksplosiv vækst i antallet af kemiske stoffer, som er almindelige i anvendelse. Nye miljøfremmede kemikalier indgår i mange produktionsprocesser. Nye kemikalier kan have uventede og ofte uforudsigelige effekter på natur og mennesker.

Vi skal anvende vores ressourcegrundlag, så de nødvendige ressourcer også vil være tilgængelige for vores efterkommere. Det gælder ikke mindst de ressourcer, som ikke fornys, dvs. kul, olie og metaller, men også de fornyelige biologiske ressourcer skal bruges på en måde, så der ikke sker overforbrug.

Produktion af affald skaber ophobning og beslaglæggelse af områder i lang tid fremover til forskellige deponier med følgevirkninger i form af grundvandsforurening og methandannelse. Affaldsforbrænding og anden affaldshåndtering skaber problemer med giftige røggasser og store mængder restprodukter som flyveaske og slagger samt slam fra rensning, altså mere affald.

Foruden disse effekter afledt af emissioner findes der andre effekter af transport, så som støj, ressourceforbrug, arealødelæggelse, påvirkning af dyreliv m.m. som forklaret i afsnit 4.3.

For at kunne sammenligne miljøeffekterne indbyrdes og miljøeffekterne fra transport med andre aktiviteter er det nødvendigt at udføre en vurdering, som bringer effekterne på sammenlignelig form. Der er udviklet forskellige måder at gøre dette på. Med hensyn til de første ordenseffekter, som i vid udstrækning er kendte og målelige, vil man basere sig på en miljøvurdering. Med hensyn til de aflede miljøeffekter, dvs. anden, tredje, fjerde ordenseffekt op til sluteffekten, vil man mere basere sig på kvalitative eller økonomiske vurderinger, da disse afledede effekter i praksis ikke kan miljøvurderes kvantitativt.

Ved at gange methan- og lattergasemissionen med de nævnte faktorer omregnes de til potentielle drivhuseffektbidrag målt i CO₂-ækvivalenter. Disse oplyses fx i gram (g-ækv.). Tilsvarende bidrager SO₂, NO_x og NH₃ til forsuring og omregnes til SO2 ækvivalenter. NO_x, NH₃ og N₂O bidrager til næringssaltbelastning og omregnes til NO3-ækvivalenter. NMVOC og i mindre grad CO og CH₄ bidrager til fotokemisk ozondannelse og udtrykkes i C₂H₄-ækvivalenter. Tilsvarende beregninger kan udføres for toksicitet. Miljøeffekten ozonlagsnedbrydning medtages normalt ikke mere, da ozonlagsnedbrydende stoffer stort set er udfaset.

Forud for vægtningen foretages en normalisering. Normalisering betyder, at samfundets samlede bidrag til en potentiel miljøeffekt, fx drivhuseffekt, beregnes pr. indbygger i referenceåret 1990. Enheden er Personækvivalent, PE. For globale effekter, så som drivhuseffekten, benyttes hele verdens bidrag til effekten pr. indbygger i verden. For lokale og regionale effekter, så som forsuring, næringssaltbelastning, fotokemisk ozondannelse og deponeret affald, benyttes bidraget til effekten i Danmark pr. indbygger i Danmark.

Vægtning af en miljøeffekt illustrerer, hvor alvorlig en miljøeffekt og dens mulige konsekvenser vurderes at være i forhold til andre miljøeffekter. UMIP-metodens vægtning bygger på politiske målsætninger for reduktion af de væsentligste miljøbelastninger, som bidrager til de enkelte miljøeffekter. Reduktionsmålsætningerne beregnes p.t. i forhold til det valgte fælles målsætningsår 2000 og det valgte fælles referenceår 1990. Dette udtrykkes i en vægtningsfaktor. De politiske målsætninger afspejler til en hvis grad faglige vurderinger, men er naturligvis også påvirket af økonomiske interesser m.v. Fordelen ved at benytte en politisk målsætning er, at det giver et politisk acceptabelt styringsgrundlag. Vægtningen sker ved at gange vægtningsfaktorerne med de respektive normaliserede miljøeffekter. Enheden er personækvivalenter målsat (PEM) med indices W (world), DK (Danmark) og målsætningsårstallet. Millipersonækvivalenter er som regel den mest hensigtsmæssige enhed, og enheden efter vægtning er derfor mPEMWDK2000.

En tilsvarende procedure findes for vægtning af ressourceforbrug, se afsnit 4.3.3. For de enkelte ressourcer udtrykkes denne vægtning som andelen af personreserven opgjort i 1990, forstået som andelen af de kendte reserver af den pågældende ressource, som hver verdensborger råder over. Enheden er millipersonreserve, mPR_W90.

Et eksempel på en økonomisk vurdering er opgørelse af de samfundsøkonomiske skadeomkostninger fra trafikkens emissioner som beskrevet i TEMA 2000 Teknisk Rapport (Trafikministeriet, 2000). Figur 4.1 viser et skadeindex baseret på denne metode. Det understreges, at opgørelse af skadeomkostningerne er behæftet med usikkerhed. Usikkerheden vedrører både opgørelsen af effekterne og især opgørelsen af de samfundsøkonomiske omkostninger ved de enkelte skadeeffekter. Især er det svært at sætte kroner på den øgede sygelighed og den øgede dødelighed. Usikkerhed omkring opgørelsen af skadevirkningerne skyldes fx, at det er vanskeligt at måle, hvor mange der dør af sygdomme der kan henføres til emissionerne fra transportsektoren. Usikkerheden omkring opgørelsen af de samfundsøkonomiske omkostninger ved skadeseffekterne skyldes især, at der er usikkerhed omkring opgørelsen af velfærdstabet ved dødsfald - hvad værdien af et liv er.

Figur 4.1
Skadesomkostningsindex for de væsentligste luftforureningsomkostninger (COWI, 1999).

Regnet pr. gram er partikelemissionerne den miljøeffekt, der har den største skadevirkning. Derefter kommer NO_x og SO₂. Selvom der er usikkerhed om beregning af de samfundsøkonomiske enhedsomkostninger, så er der generel enighed om, at partikelemissionerne er mest skadelige efterfulgt af NO_x målt pr. gram. Det skyldes at partikler og NO_x står for langt den største del af helbredseffekterne (sygelighed og dødsfald).

Ved en samlet vurdering af skadeseffekterne må skadeligheden pr. gram kombineres med mængden af emissionen. For partikler gælder det, at der er stor skadelighed, men det opvejes til en vis grad af at partikelemissionerne typisk er små, målt i gram. En miljøvurdering efter fx UMIP-metoden vil formentlig resultere i en lignende profil, for så vidt at partiklerne kan vurderes efter denne metode.

4.1.2 Transport og dens emissioner som LCA system.

4.1.2.1 Transportsystemer

Tabel 4.2
Energimæssig andel af elementerne i et transportsystem, person- og lastbiler.

Kilder: (Eriksson et al. 1995), (Maibach et al. 1995) og (Frischknecht. 1996).

Lastbiler har de mindste procentandele for fremstilling/bortskaffelse af køretøjer, for brændselsproduktion og for vedligeholdelse, og personbiler vice versa de største. Lastbiler har til gengæld den største procentandel vedrørende infrastruktur og personbiler den mindste. På denne måde udgør driften en lige stor andel for person- og lastbiler. Hvis man fraregner infrastrukturen vil lastbiler få en større andel i driftsfasen end personbiler, i og med at lastbiler kører betydeligt længere end personbiler. Lastbilernes høje kilometertal er også baggrunden for, at lastbiler er tillagt en større andel af infrastrukturen - et synspunkt, der måske kan diskuteres.

Oplysninger om infrastruktur er fundet i (Maibach et al., 1995) og (Frischknecht, 1996). Der er stor forskel på de to referencers opgørelse af infrastrukturens betydning, idet (Maibach et al. 1995) tillægger den væsentlig større vægt end (Frischknecht, 1996), men Maibachs studie er grundigere end Frischknechts. Infrastrukturopgørelsen er fra Schweiz og er ikke nødvendigvis repræsentativ for Danmark. For produktion af brændsler vil krav til bedre raffinering, fx nedsættelse af svovlindhold i diesel, medføre at brændslets andel af transportlivscyklus øges fra ca. 10% til ca. 15% (Eriksson et al. 1995). Vedligeholdelse vedr. dæk stammer fra (Eriksson et al. 1995), og der er stor usikkerhed på de bagvedliggende data, men Erikssons studie omkring dæk er grundigt.

4.1.2.2 Transportemissioner og parametre

Brændselsforbruget afhænger af effektbehov, motorens virkningsgrad og driftsform.

Effektbehovet afhænger især af hastigheden, men også af faktorer som rullemodstand, luft eller vandmodstand og stigning, dvs. bakke-/bjergkørsel og start/landing af fly.

Motorens virkningsgrad afhænger af motortype, teknologi og belastning. Afhængigt af motorens belastningsområde har benzinmotorer en virkningsgrad på 15 - 25% og dieselmotorer ligger på 20 - 35%. Ved brug af turboladning og moderne brændselsindsprøjtningssystemer øges virkningsgraden til henholdsvis 20 - 30% og 30 - 40%. For moderne skibsdieselmotorer har man nået virkningsgrader på 45 - 48%, men disse motorer har mulighed for at operere i deres optimale driftsområde, dvs. kombination af momentbelastning og omdrejningstal, som giver mindst brændstofforbrug i forhold til den af motoren leverede energi (g/kWh). Dette område ligger ved moderat omdrejningstal og ret høj (men ikke maksimal) momentbelastning. Lastbilmotorer og især personbilmotorer opererer sjældent i deres optimale driftsområde, hvilket vil sige, at man normalt ligger nederst i de angivne virkningsgradsintervaller.

Koldstart, tomgangskørsel og ujævn drift, så som start/stop og skiftevis meget lav og meget høj belastning af motoren (langsomkørsel/acceleration) øger brændstofforbruget. Driftsmåden afhænger derfor af chauffør og rute. Bykørsel medfører næsten uundgåeligt tomgang og ujævn drift.

Direkte emissioner fra transportmidler

Mængden af direkte emissioner afhænger dels af forbrug og sammensætning af brændstof og dels af forbrændingen, som igen afhænger af driftsmåde og motorteknologi. Partikler som følge af motorens slitage dannes i så små mængder, at de kan negligeres.

Motorbrændsler består af kulbrinter, dvs. kul og hydrogen. Ved en ideel forbrænding med luftens oxygen dannes kuldioxid (CO₂) og vand (H₂O) i et direkte proportionalt forhold til brændstofforbruget. Svovl og spormetaller indgår som uønskede stoffer i brændsler og afgives ved forbrænding som svovldioxid (SO₂) og metalforbindelser, ligeledes proportionalt med brændstofforbruget.

Det er næppe muligt at opnå en helt ideel forbrænding i en motor. Dels omsættes al brændslet ikke fuldstændigt, og dels sker der reaktioner med luftens nitrogen. Ved ufuldstændig forbrænding dannes VOC, CO og kulpartikler (sod). Kulpartiklerne vil binde noget VOC (fx PAH) og nogle metalemissioner. Svovl i brændslet bidrager til øget partikeldannelse. Reaktioner med luftens nitrogen eller nitrogen i brændslet danner nitroge NO_xider (NO_x) samt mindre mængder lattergas (N₂O) og ammoniak (NH3). Langt det meste af luftens nitrogen går uforandret gennem motoren.

Den mest fuldstændige forbrænding opnås ved jævn drift i motorens optimale driftsområde. Her er udslippet af VOC, CO og partikler mindst. Turboladning og præcis brændstofdosering (moderne indsprøjtningssystemer) bidrager også til at mindske udslippet. Det samme gør fornuftig trafikplanlægning. Desværre er det sådan, at forbrændingstemperaturen i det optimale driftsområde er meget høj, hvilket medfører øget emission af NO_x, som dog kan mindskes ved forbrændingsteknisk at køle forbrændingen og ved brug af katalysator. Ved meget høj belastning af dieselmotorer sker der en væsentlig øgning af partikelmængden. Partiklerne er et stort problem for anvendelse af katalysatorer på dieselbiler, men mængden kan mindskes ved hjælp af moderne indsprøjtningssystemer, turboladning, svovlfattigt brændstof og partikelfiltre.

Andre emissioner fra transportmidler

Der sker fordampning af VOC fra transportmidlets brændstof, sprinklervæske, m.m., både under drift og stilstand. Dækslid giver ligeledes anledning til VOC foruden partikler.

Indirekte og sekundære emissioner

Ovennævnte emissioner vedrører transportmidlernes drift. Fremstilling af køretøjer, bygning af infrastruktur og produktion af brændsler sker under brug af energi, som er forbundet med de samme typer af emissioner som for transportmidlernes drift. Udvinding af brændsler er tillige forbundet med VOC emission fra gasudslip fra oliefelterne.

Fotokemiske ozondannelse, hvor VOC fra driftsfasen og udvinding af brændsler etc. reagerer med  NO_x i luften og danner ozon, er en sekundær emission.

4.1.2.3 Måling af emissioner

Emissioner af CO₂, SO₂ og metalemissioner beregnes ud fra indholdet i brændstoffet.

De øvrige emissioner, dvs. NO_x, CO, VOC og partikler, måles for biler normalt ved såkaldt rullefeltsmålinger, som er laboratoriemålinger, der fx kan kontrollere, om et køretøj opfylder gældende emissionskrav. Der findes forskellige standarder, hvor køretøjet på et rullefelt gennemkører en cyklus af bestemte belastninger og hastigheder. Nogle standarder søger at simulere virkelige forhold, fx den amerikanske US-13 norm, som simulerer køremønstret for en tur gennem en gennemsnitlig amerikansk by.

Den europæiske norm, ECE R15, som benyttes til at kontrollere, om køretøjer opfylder EURO-normerne, er ikke baseret på simulering af virkelige forhold, men gennemkører en cyklus med 13 målepunkter - 3 ved tomgang, 5 ved forskellig belastninger ved middel hastighed og 5 ved forskellige belastninger ved maksimal hastighed af køretøjet. Det er klart, at gennemkørsel af en standard som den ECE R15 ikke giver et særligt repræsentativt billede af køretøjets udledninger under virkelige driftsforhold.

Emissionsmåling under transportmidlets drift, såkaldt "real time" måling, er yderst kompliceret og ikke så almindelig. Det kræver omfattende datalogging, kan kun foretages for enkelte emissionstyper, og er vanskeligt at omsætte til aktuel motorbelastning.

4.1.3 PC-værktøjer

4.1.3.1 UMIP PCværktøj

UMIP PC-værktøjet er beregnet for livscyklusvurdering (LCA) af produkter. Et produkt kan i den forbindelse også være en serviceydelse. Værktøjet skal støtte analysen af hvorfra i et produkt miljøbelastningerne især stammer, fx fra én eller flere livscyklusfaser eller fra særlige komponenter i produktet. Værktøjet skal hurtigt kunne give svar på, om foreslåede ændringer af produktet eller dets livsforløb fører til miljømæssige forbedringer eller ej. Værktøjet ikke bare opgør emissionerne, men udfører også beregning og vurdering af emissionernes miljøeffekter, se afsnit 4.1.1.

Med hensyn til transport er UMIP-værktøjet i stand til at redegøre for transport set som et system af produktion af transportmidler, infrastruktur og brændsler samt den direkte drift af transportmidlerne (se afsnit 4.1.2.1). UMIP-værktøjet kan desuden gøre rede for hvor stor en andel af miljøbelastningen transporten udgør i forhold til det transporterede produkt.

UMIP-værktøjet arbejder med "enhedsprocesser", som er emissionsopgørelser pr. enhed (fx kg, m², km, kgkm) ydet af processen betragtet som gennemsnit over en vis tid eller som gennemsnit af et antal processer. UMIP-værktøjet indeholder altså ingen algoritmer, som kan beregne processens variation med nærmere angivne parametre, og heri adskiller det sig fra TEMA-2000, som forklaret senere. Hvis man i UMIP vil udtrykke emissionsforskellen mellem to forskellige parametre af samme proces, må man altså oprette to enhedsprocesser for at gøre dette. Det kan være en lastbil, som kører med to forskellige hastigheder.

Den officielle udgave af UMIP PC-værktøjet indeholder et antal transportprocesser beregnet pr. tur (km) eller transportarbejde (kgkm), begreber som TEMA også arbejder med. Emissionerne er baseret på ældre udgaver af (European Environmental Agency, 1997 og 1999). Oplysningerne stammer tilbage fra 1990 og trænger til opdatering. Som tidligere nævnt har UMIP PC-værktøjet ikke samme algoritmiske mulighed for beregne emissioner ved at variere parametre, som TEMA modellen har. Man kan udtrykke det på den måde, at man i UMIP enten må operere med et meget stort antal transportenhedsprocesser for at give en funktionalitet, som ligner TEMAs; eller det, som nok er praktisk muligt, at operere med et begrænset antal forudsætninger og deraf følgende grovere transportberegninger.

Der er i og for sig ikke noget til hinder for at opdatere UMIP PC-værktøjet med fx TEMA2000's mere opdaterede transportprocesser. I forhold til TEMA2000 betyder det, at man må beregne emissionsfaktorer af fx et begrænset antal transportmiddeltyper, hastigheder, køremønstre og emissionsnormer og lægge disse faktorer ind i UMIP PC-værktøj. Dette vil blive gjort i forbindelse med caseberegningerne i kapitel 5, og niveaumæssigt svarer det til, hvad der i forvejen ligger af transportenhedsprocesser. Se bilag D.

For transportenhedsprocesserne i UMIP PC-værktøj er man i høj grad gået ud fra speditionskørsel, hvor man har statistik for transportmidlernes lastudnyttelse. De beregnede emissioner skal naturligvis være det samme i UMIP PC-værktøj og TEMA-2000 når der er benyttet samme beregningsforudsætninger.

Den præcision, som ligger i UMIP PC-værktøjets lidt grove måde at beregne transportscenarier på er normalt tilstrækkelig til UMIP PC-værktøjets formål, der er en som regel screeningsbaseret miljøvurdering af produkter. Hvis man har behov for mere detaljerede eller specifikke beregninger af emissionerne fra en konkret transportydelse eller transportkæde, kan man udføre beregningerne i TEMA2000 og manuelt indtaste det trods alt begrænsede antal emissioner i en dertil oprettet enhedsproces i UMIP PC-værktøj med henblik på miljøvurderingen og relatering til andre processer.

I UMIP PC-værktøjet findes, foruden transportprocesserne beregnet for ture eller transportarbejde, også enhedsprocesser beregnet pr. kg brændstof. Data herfor er opdateret i (Frees & Weidema, 1998). Beregning af emissioner pr. kg forbrændt brændstof har den fordel frem for turbaseret beregning, at brændstofforbruget er en størrelse, der måles meget omhyggeligt ved godstransport. Benyttes turbegrebet, har man både usikkerhed omkring turlængde og usikkerhed på et estimeret brændstofforbrug baseret på normalforbrug for de pågældende transportmidler. Benytter man brændstofforbruget, må man til gengæld regne med et gennemsnitligt køremønster, da det er vanskeligt - eller kræver lidt regnearbejde - at omsætte brændstofforbruget til forskellige emissioner ved forskellige køremønstre.

4.1.3.2 TEMA2000

TEMA (Transporters EMissioner under Alternative forudsætninger) er en pc-model til emissionsberegninger.

Modellen er opdelt i to dele for henholdsvis persontransport og godstransport. Der er tale om to separate modeller, der trods den fælles overordnede struktur er helt uafhængige.

I tabel 4.3 vises hvilke transportformer, der er medtaget i modellen.

For en given tur skal brugeren specificere, hvor turen starter og ender samt vælge transportform og type. De transportmidler, som modellen vælger som "default", er det typiske transportmiddel for den pågældende transportform på den valgte rute. Brugeren har mulighed for at ændre på modellens default-opsætninger af transportmidlerne, fx køremønster (rejsehastigheder), slitage og brændstof, samt ændre på de default-belægningsgrader, som modellen foreslår.

De data, der anvendes, er generelt de nyeste, og det er muligt at vælge fremskrevne emissionsstandarder, hvilket gør, at data er repræsentative flere år frem i tiden.

Tabel 4.3
Transportformer og transportmiddeltyper i TEMA2000.

I det følgende beskrives godstransportdelen af TEMA.

Varebiler

For varebiler skelnes mellem benzin- og dieseldrevne, og det skal desuden angives hvilken Euronorm, de lever op til. Normerne og deres ikrafttrædelsesdatoer - for både benzin- og dieselbiler - er:

Brugeren har mulighed for at medregne en koldstart, hvilket giver øgede emissioner. Men som default medregnes det ikke, fordi en varebil oftest kører mange ture i løbet af en dag og derfor for det meste har varm motor ved turens start.

Udetemperaturen er som default sat til 8,5oC, som er årsgennemsnittet i Danmark, men den kan også ændres af brugeren.

For benzinbiler med katalysator har slitagen væsentlig betydning for emissionerne. I TEMA udtrykkes slitagen alene ved motorens kilometerstand, enten ved en værdi som brugeren indtaster, eller ved en default-værdi, der findes ud fra bilens alder. For eksempel er default-kilometerstanden knap 150.000 km for en bil på 5-6 år. For dieselbiler indregnes slitagen ikke.

Lastbiler

For lastbiler er der mulighed for at vælge mellem tre forskellige størrelser med følgende specifikationer:

Det er forudsat, at alle lastbiler kører på diesel. Motorens slitage indregnes ikke. Der indregnes heller ikke tillæg for koldstart, da en lastbil som regel er i drift i mange timer ad gangen.

For alle tre biltyper skal det defineres hvilke Euronormer, de lever op til. Normerne og deres ikrafttrædelsesdatoer er:

Godstog

Grundlæggende skelnes mellem eltog og dieselelektriske tog. Sidstnævnte har fire forskellige slags lokomotiver, som det fremgår af nedenstående tabel:

For en given transport skal brugeren angive lasten (i tons) samt antallet af lokomotiver og deres typer.

Færger

Der skelnes mellem konventionelle færger, hurtigfærger og mindre færger, hvor de to sidste kun er relevante i forbindelse med varebiler og ikke med lastbiler.

For alle færgetyperne indeholder TEMA default-belægningsgrader, som kan ændres af brugeren.

I forbindelse med færgernes kapacitet omregnes vare- og lastbiler til personbilækvivalenter ud fra følgende tal:

Fragtskibe

Turbegrebet for godstransport

En tur består af en mængde gods, som bliver transporteret fra A til B.

TEMA tager imidlertid hensyn til, at godset måske transporteres sammen med andet gods, hvilket bedst kan illustreres ved et eksempel:

Vi vil foretage emissionsberegninger for transporten af to tons gods mellem København og Aalborg. Godset kan enten transporteres på lastbil via Mols-linien eller på tog via Storebæltsforbindelsen. I begge tilfælde medbringer transportmidlet også andet gods, og det tages der højde for i TEMA. Antag fx, at lastbilen medbringer i alt 20 tons gods. I så fald tillægges den definerede tur 2/20 af lastbilens totale emissioner. For færgeturens vedkommende bliver andelen endnu mindre, da der er flere lastbiler ombord på færgen.

TEMA indeholder defaultværdier for belægninger på forskellige ture. I eksemplet ovenfor skal brugeren derfor kun definere godsmængden på 2 tons, mens TEMA selv har værdier for transportmidlets totale last. Disse defaultværdier kan ændres af brugeren, hvis der er behov for det.

Godsvægt i forhold til transportmidlets vægt

I TEMA regnes med nettovægt af godset, dvs. at godsvægten er ekskl. vægt af evt. lastbærer. En lastbærer er en enhed, som i væsentlig grad bidrager til vægten af det transporterede gods. Det kan være en container, en løstrailer mm, men ikke paller, papkasser og andet letvægtsbeskyttelse, som benyttes uanset valg af transportmiddel.

Vægten af lastbæreren har betydning, hvis der skal sammenlignes på tværs af transportmidler. Fx hvis der skal vælges mellem enten at sende godset via jernbane eller med lastbil. Såfremt der vælges jernbane, vil det i nogle tilfælde være nødvendigt at fylde godset i en container, hvis vægt også bidrager til togets samlede emissioner.

Det betyder, at når der i TEMA beregnes emissioner pr. ton eller pr. tonkm, er det pr. nettoton(km), mens transportmidlernes samlede emissioner naturligvis beregnes på baggrund af den samlede transporterede vægt inkl. lastbærer, evt. opgivet af brugeren.

Nedenstående skema viser, hvilke enheder TEMA angiver energiforbrug og emissioner i.

Note: Betegnelsen 'fra A til B' angiver, at køremønstre og belægningsgrader er afhængige af valg af start- og slutsted. Energiforbrug og emissioner er derfor altid for den pågældende tur eller deltur, selvom angivelsen er pr. (person-/ton)km, og kan ikke tages som landsdækkende gennemsnit.

Nedenstående oversigt giver et groft billede af, hvordan TEMA anvendes, og hvilke output modellen giver.

Brugeren har yderligere mulighed for at ændre værdier for slid, kørselsmønster (hastigheder), brændstof og belægningsgrader.

Det er væsentligt at erindre, at modellen beregner energiforbrug og emissioner for den angivne godsmængde og ikke for hele køretøjet, som transporterer godsmængden.

4.2 Traditionelt omfattede emissioner og deres effekter

I de traditionelle emissionsberegningsmodeller, som fx TEMA, arbejdes der med et relativt begrænset antal emissionsparametre for godstransporten. Baggrunden for valget af emissionsparametre, der indgår i disse modeller, er efter modelbyggernes egne udsagn, at disse parametre er de væsentligste.

I det følgende gives en kort oversigt over de væsentligste miljøeffekter og mulige skadevirkninger fra de traditionelle parametre. Der gives en status over, hvorledes emissionerne miljøvurderes, og om der eventuelt er behov for opdatering af datagrundlaget eller udvikling/videreudvikling af miljøvurderingsmetode med fokus på LCA.

Tabel 4.4
Oversigt over emissioners skadevirkninger og miljøeffekter.

+ : Væsentlig effekt (+) : Mindre væsentlig effekt
a) Kræftfremkaldende stoffer, specielt: Benzen (C6H6), 1,3-Butadien, PAH, formaldehyd, ethen og ethylenoix. Er del af VOC, PAH dog overvejende på dieselpartikler. Kilder: (COWI, 1999) (Wenzel et al., 1996).

4.2.1 Partikler

Dette afsnit er et uddrag af et rapportudkast til et projekt om bioenergi i Europa (Olsen, 2000), i hvilket der blandt andet var fokus på humantoksicitet af partikler fra fyring med biobrændsler. De her beskrevne effektfaktorer for human toksicitet af partikler støtter sig imidlertid meget til studier af størrelsesfordeling og sundhedseffekter fra transportens partikler, da dette område er det mest undersøgte. Der er tale om et første forslag til, hvordan toksicitet af partikel kan håndteres i LCA, mere end et gennemarbejdet forslag. Størrelsen af partiklerne, samt det faktum at de overvejende kommer fra transport, er eneste parametre, og mere specifikke forhold, som fx stoffer (PAH m.fl.) der er bundet til partiklerne er således ikke medtaget eller undersøgt. De beskrevne effektfaktorer retter sig mod UMIP metoden (Wenzel et al., 1996).

En af de mest alvorlige skadeseffekter af partikelemissioner er øget dødelighed, bl.a. som følge af blodpropper. Men partikler medfører fx også mere eller mindre alvorlige luftvejslidelser.

Ved opgørelse af partikelemissioner medtages traditionelt den samlede masse af partikler uanset størrelsen. I relation til helbredsskader er det de inhalérbare partikler, PM₁₀, med en diameter på under 10 µm, der er relevante, og opmærksomheden retter sig i stigende grad mod de mindre partikler, PM_2,5 og de endnu mindre ultrafine partikler PM_0,1.

Kvantitative opgørelser af partikelemissioner udgør en del af de fleste livscyklusvurderinger. Der bruges forskellige termer til at specificere partikler, fx støv, partikler, suspenderet partikelformigt stof (SPM), totalt suspenderede partikler (TSP), sort røg (BS) osv. Partikler er i vidt omfang forskellige i deres egenskaber, fx sammensætning: Hvad er partiklerne sammensat af, hvilke kemikalier adsorberes til overfladen osv. samt størrelsesfordeling. Som regel afspejler opgørelserne imidlertid hverken partikeltypen, størrelsesfordelingen eller skelner mellem forskellige partikelkilder. Derfor er der søgt information, der kunne være en vejledende normalstørrelsesfordeling for forskellige kildetyper, da størrelsesfordelingen synes at være yderst vigtig, når det drejer sig om sundhedspåvirkning.

Denne opgave viste sig at være temmelig umulig, da ingen åbenbart har forsøgt at indsamle datakarakteriserende partikler fra forskellige emissionskilder. Trafik er en af de velstuderede kilder for partikelemissioner. Det er fx blevet påvist, at moderne diesel-motorer udsender mindre partikelmængder, men et større antal ultrafine partikler - sammenlignet med gamle motorer. Da man har en mistanke om, at ultrafine partikler - eller antallet af partikler snarere end mængden - har indflydelse på sundheden, er der risiko for at moderne motorer forårsager mere skade end de gamle (WHO, 1999a)! Den mest udbredte bymæssige kilde for partiklerne er trafik, og de fleste undersøgelser af partikeleksponering er blevet foretaget i storbyer.

Eksponering for partikelformigt stof har været anset for primært at være et bymæssigt problem, men i mange industrilande er der ingen betydelige forskelle mellem by og land, hvad angår eksponering for små partikler. Eksponering for små partikler er således udbredt (WHO, 1999b), hvorimod eksponering for ultrafine partikler kan variere betydeligt, fx som et resultat af emissioner fra lokal trafik inden for enkelte gader.

Bortset fra de ultrafine partikler i trafikerede gader er størrelsesfordelingen af partikler på emissionstidspunktet ikke en ret relevant parameter, fordi reaktioner i atmosfæren hurtigt vil ændre partiklernes egenskaber inklusive størrelsesfordelingen (Hertel 1999b). Trods en meget generel fremgangsmåde er det derfor relevant at overveje en generel partikel-størrelsesfordeling lig med den, der er skønnet for bymæssige områder. Skønt fine partikler kan bæres hundredvis af kilometer bort, er dette et groft skøn, fordi tæt trafik udsender de største mængder af fine partikler. Partikler er oftest blevet målt som TSP, men i det mindste i Danmark og for bymæssig partikeleksponering, kan en normal-mængdefordeling på størrelsesandele groft skønnes som (Larsen, 1999):

PM₁₀ = 0,55 x TSP og

PM_2,5 = 0,6 x PM₁₀, hvor

PM₁₀ = Partikler med en diameter op til 10 µm

PM_2,5 = Partikler med en diameter op til 2,5 µm

De partikler, som i dag undersøges mest i forbindelse med sundhedspåvirkning, er fine partikler, dvs. partikler mindre end 2,5 µm (PM_2,5). Disse partikler stammer primært fra omdannelse af gasser frigivet ved forbrændingsprocesser, fx fra trafik. Partikler eller støv fra arbejdsprocesser (fx savning, skæring, formaling osv.), slid og ophvirvlning fra jordoverfladen såvel som partikler af biologisk oprindelse (fx pollen) udgør en grovere andel. Denne andel kan typisk måles som PM₁₀ eller som totalt suspenderede partikler (TSP).

En betydningsfuld egenskab ved de fine partikler er, at de opfører sig som gasser, og derfor trænger ind i bygninger. Indendørskoncentrationerne ligner derfor stort set udendørskoncentrationerne. Dette betyder, at mennesker er eksponeret både indendørs og udendørs, (Larsen, 1999).

Sundhedspåvirkninger, der kan henføres til partikler, er: Forværring af luftvejssygdomme, øget brug af bronchodilator (af astmatikere), hoste og peak flow reduktioner. Langtidseffekter refererer også til dødelighed og luftvejssygelighed, (WHO, 1999b).

WHO har valgt ikke at publicere vejledende værdier for partikelformigt stof, men i stedet at lade regulatorer basere deres beslutning på de dosis-responskurver, der er oplyst i "WHO air quality guidance document", (WHO, 1999b), se figur 4.2 og 4.3 nedenfor. Dette skyldes dosis-responskurvens linearitet selv ned til den laveste eksponering, dvs. der kan ikke findes nogen tærskel for partikelformige stoffers effekt. Selvom enkeltpersoner har tærskler for effekter, har befolkningen som sådan det ikke (WHO, 1999b).

Nogle fremgangsmåder ved livscyklusvurderinger har inkluderet partikler på en måde som vedrører det faktum, at der sandsynligvis ikke er nogen tærskel for partiklernes effekt. Disse såkaldte skadefremgangsmåder vurderer antal år af tabte liv (YOLL), som skyldes en specifik koncentrationsforøgelse. UMIP-metoden baseres på vurderingen af et effektløst niveau i miljøet, så at en "kritisk mængde" kan udregnes. Man har derfor valgt at basere effektfaktoren for partikler på menneskets sundhed på de vejledende værdier udviklet af (US EPA. 1997), skønt effekter sandsynligvis vil forekomme på koncentrationsniveauer under de vejledende værdier.

EU overvejer i øjeblikket hvordan man skal håndtere PM10. Storbritannien og Nordirland har anbefalet en 24-timers gennemsnitlig PM10 retningslinie på 50 µg/m³, (EEA, 1997).

Se her!

Figur 4.2
Forøgelse af dødelighed som funktion af partikelkoncentration.

Figur 4.3
Sammenhæng mellem partikelkoncentration (PM10) og sundhedseffekter.

PM_2,5 EFhta = 1/15 x 10-6 g/m³ = 66.667 m3/g

PM₁₀ EFhta = 1/50 x 10-6 g/m³ = 20.000 m3/g.

Hvis disse faktorer er koblet sammen med størrelsesandelene udviklet ovenfor, gælder følgende effektfaktorer vedr. partikler, der stammer fra forbrændingskilder, fx dieselmotorer, og andre kilder:

Partikler fra forbrænding, målt som TSP: EF_hta = 22.000 m³/g

Partikler fra andre kilder, målt som TSP: EF_hta = 11.000 m³/g

Disse effektfaktorer viser sig at ligge væsentligt under effektfaktoren for human toksicitet i luft fra VOC (se afsnit 4.2 og 4.3), som er beregnet til ca. 1,3 x 10⁷ (13.300.000). Det vil sige at human tokcisitet af partikler er beregnet til at være en faktor 1000 mindre end human toksicitet af VOC, til trods for, at partikler er regnet som den sundhedsmæssigt alvorligste emission (WHO, 1999a)(COWI, 1999). Mængden af VOC og partikler i udstødningen fra dieselmotorer er af nogenlunde samme størrelsesorden (BUWAL, 1998) (Trafikministeriet, 2000a), så forklaringen ligger altså ikke her.

Forklaringen ligger i toksicitetsvurdering af VOC, idet man her har lagt til grund den acceptable daglige exponering med luftkoncentration af et stof for at risikoen for effekt (sundhed, sygdom, død) er mindre end 1 ud af 10⁶ (US EPA, 2000)(Hauschild et al., 1996a). For partikler har man ikke beregnet en tilsvarende risiko. Men af figur 4.2 fremgår det, at man ved den vejledende værdi på 15 µg/m³ for PM_2.5 (beregnet fra EEA, 1997's vejledende værdi på 50 µg/m³ for PM10) har en øget gennemsnitsrisiko for effekt på 2,5%, dvs. 1 ud af 40. Man "accepterer" altså en risiko, der er 10⁶/40 = 2,5 x 10⁴ større end for VOC-beregningen. Hvis man antager den føromtalte linearitet af responskurven figur 4.2 ned til laveste eksponering, betyder det, at man skal operere med tilsvarende lave grænser for en no-effect koncentration (1 ud af 10⁶) for partikler, og at de beregnede effektfaktorer derfor skal være tilsvarende højere. For partikler fra forbrænding når man derved frem til 10⁴ x 22.000 = 5,5 x 10⁸.

Dette estimat er i og for sig ganske uvidenskabeligt, men det giver dog en rimelig størrelsesorden i forhold til effektfaktoren for VOC i forhold til føromtalte almindeligt accepterede opfattelse, og denne værdi vil derfor blive benyttet i dette projekt. Den estimerede effektfaktor er noget højere end fx bly og PAH (0,5 – 1 x 10⁸), som er rent giftvirkende, men der er ingen erfaring med toksicitetsvurdering af stoffer, så som partikler fra forbrænding, der er både fysisk og giftigt virkende.

Der er ikke fundet oplysninger om den samlede partikelemission fra dansk transport, men beregnet ud fra mængden pr. MJ brændstof forbrændt i de motorer, som er lagt ind i UMIP PC-værktøjet (se afsnit 5.1) og ganget med brændstofforbruget pr. transportmiddel (bilag A) er mængden beregnet til ca. 2.200 tons, hvoraf godstransporten tegner sig for ca. halvdelen. Beregningen vedrører transportmidler som opfylder dagens emissionskrav (EURO2), men da mange ældre transportmidler er i drift, kan partikelemissionen i realiteten være højere. Fra ovennævnte toxfaktor kan følgende normaliserede effektpotentiale beregnes for den danske godstransport alene:

De meget høje værdier for toksicitet af partikler fundet her peger på at partikler bør være et væsentligt fokusområde i tråd med fx (WHO, 1999a) og den verserende debat om eftermontering af partikelfiltre. Risikovurdering af sundhedsskader af partikler er påkrævet som grundlag for beregning af LCA effektfaktorer. Bl.a må man overveje, om partiklernes tokseffekt virker meget lokalt.

Beregningsmetoden bør desuden detaljeres (fx virkningen af partikelfiltre), og operationaliseres, så den kan anvendes for en række forskellige typer af lastbiler og skibe og udtrykkes fx pr. tonkm i det omfang data ikke er tilstrækkeligt opdaterede. Normaliseringsreferencen skal desuden revideres, da toksicitet fra partikler ikke indgår i den eksiterende reference (Hauschild et al. 1996a), hvilket er grunden til, at det normaliserede effektpotentiale for transport er beregnet for højt.

4.2.2 NO_x

NO_x er en samlebetegnelse for NO og NO₂. Transportens bidrag, dvs. både gods- og persontransport, til de danske NO_x emissioner er ca. 57% (Danmarks Miljøundersøgelser, 2000) fordelt med 32% til vejtransport og 25% til anden transport og står altså for et væsentligt bidrag. Hovedparten af trafikkens NO_x-emissioner finder sted som NO, der ikke giver anledning til væsentlige sundhedsmæssige effekter. I atmosfæren omdannes NO dog ret hurtigt til det mere sundhedsskadelige NO2 ved reaktion med O₃ og frie radikaler. Endvidere indgår NO_x sammen med VOC i den fotokemisk ozondannelse, se afsnit 4.2.4.

Forsuring fra NO_x er beskrevet i LCA-metodegrundlaget (Wenzel et al., 1996) med mulighed for at gennemføre miljøvurdering. Det eksisterende metodegrundlag gør det imidlertid ikke muligt vurderingsmæssigt at skelne geografisk mellem, hvor NO_x emissionen finder sted. Der er stor forskel på, hvor følsomme de påvirkede områder er. Fx er nordeuropæiske skovområder betydeligt mere følsomme end kalkholdige områder i Sydeuropa. For transport betyder det fx at det ikke er ligegyldigt, om en lastbil kører i Danmark eller i Sydeuropa. Det er heller ikke ligegyldigt, om et skib sejler i kystnære områder eller på åbent hav. Der er i øjeblikket et metodeudviklingsprojekt i gang for Miljøstyrelsen, som skal redegøre for disse forskelle og foreslå forskellige geografisk bestemte vurderingsfaktorer for forsuring.

NO_x omdannes til nitrat i vandigt miljø, og dette virker som næringsstof på bl.a. alger (næringssaltbelastning), hvorved algerne opformeres og fører til iltsvind.  NO_x føres som nævnt med vinden over lange strækninger og det samme gælder nitratdannelsen, hvis denne sker i floder og kystnære områder. Næringssaltbelastning er derfor en regional effekt.

Næringssaltbelastning fra NO_x er i lighed med forsuring beskrevet i LCA-metodegrundlaget (Wenzel et al., 1996) med mulighed for at gennemføre miljøvurdering. Som for forsuring gør det eksisterende metodegrundlag det vurderingsmæssigt ikke muligt at skelne geografisk mellem, hvor NO_x- emissionen finder sted. En overordnet forskel er, om næringssaltbelastning vedrører jordmiljø eller vandmiljø, idet man som regel går ud fra at næringssaltbelastning kun vedrører vandmiljø, hvilket er forkert.

Inden for jord- og vandmiljøet er der stor forskel på, hvor følsomme de påvirkede områder er over for belastningen. For transport betyder det fx at det ikke er ligegyldigt, om en lastbil kører i Danmark eller i Sydeuropa. Det er heller ikke ligegyldigt, om et skib besejler indenlandske vandveje, kystnære områder eller åbent hav. Næringssaltbelastning indgår ligeledes i Miljøstyrelsens metodeudviklingsprojekt, som skal foreslå forskellige geografisk bestemte vurderingsfaktorer for næringssaltbelastning.

I LCA-metodegrundlaget (Wenzel et al., 1996) er beregnet toksicitetsfaktorer for NO, NO2 og NO_x med hensyn til mennesker.

4.2.3 SO₂

Transportens bidrag til de danske SO2-emissioner er ca. 9% (Danmarks Miljøundersøgelser, 2000) fordelt med 3% til vejtransport og 6% til anden transport.

Som nævnt i afsnit 4.2.2 er forsuring beskrevet i LCA-metodegrundlaget (Wenzel et al., 1996), men det eksisterende metodegrundlag gør det ikke muligt vurderingsmæssigt at skelne geografisk mellem, hvor emissionen finder sted. For transportens SO2-emission betyder det især noget for skibe, som sejler på åbent hav, da disse skibe som regel sejler med meget svovlholdigt brændstof. Til gengæld er dette problematisk, når skibene sejler kystnært eller i havn. Som nævnt i afsnit 4.2.2 er der i øjeblikket et metodeudviklingsprojekt i gang for Miljøstyrelsen, som skal foreslå forskellige geografisk bestemte vurderingsfaktorer for forsuring.

SO₂ og dens omdannelse til svovlsyrling (-SO₃) har en direkte giftvirkning på mennesker og økosystemer. Yderligere sker der i atmosfæren en omdannelse af SO₂ til sulfater (-SO₄) på dråbeform (aerosoler) med meget lille diameter (< 1 µm). Disse aerosoler giver ved indånding anledning til samme skadesvirkninger som partikler, idet de deponeres i de yderste lungeforgreninger. Nyeste forskning tyder på, at aerosolerne på grund af at syreindholdet kan have endnu højere skadelighed end fx sodpartikler.

I LCA-metodegrundlaget (Wenzel et al., 1996) er beregnet toksicitetsfaktorer med hensyn til mennesker. Der foreligger dog ingen faktorer for den nævnte aerosoldannelse, og det er et spørgsmål, om ikke den hører under partikelproblematikken, se afsnit 4.2.1.

4.2.4 HC/VOC

HC dækker over en lang række stoffer, som består af brint- og kulstofatomer. Den kemiske formel er C_xH_y. VOC⁴ er en bredere betegnelse. Den dækker alle reaktive organiske stoffer, som foruden HC rummer kulbrinteforbindelser med fx chlor (Cl), nitrogen (N) eller oxygen (O). I samlede emissionsmålinger fra trafikken skelnes som regel ikke mellem VOC og HC, idet den kvantitative forskel på deres totalmængder er lille sammenlignet med måleusikkerheden, dvs. hovedparten af VOC-emissionen er rent faktisk HC. I praksis er emissionskrav og -målinger fra transport opstillet som HC-værdier, men i det følgende vil der mere korrekt blive benyttet betegnelsen VOC.

Transport er en væsentlig bidragyder til NMVOC⁵, altså VOC fraregnet methanemissionen. Ifølge (Danmarks Miljøundersøgelser, 2000) er transportens bidrag 46%, fordelt med 37% til vejtransport og 9% til anden transport. Transportens bidrag til methanemission er af størrelsesordenen 0,5%.

De 46% bidrag til NMVOC-emissionen inkluderer ikke brændstoffremstilling. Den brændstofudvinding og –produktion, som finder sted i Danmark, bidrager med 5% af den samlede NMVOC-emission (Danmarks Miljøundersøgelser, 2000) og et rimeligt bud er at transporten står for ca. halvdelen af dette bidrag. NMVOC som følge af dækslitage er heller ikke med i opgørelsen. En svensk reference (Eriksson et al. 1995) har undersøgt dækslid, som måske producerer 2.000-4.500 ton NMVOC om året i Sverige, afhængigt af hvad man antager slidprodukterne afgives som. Hvis man antager, at det for danske forhold svarer til 1.000 - 2.500 tons er det knap 1-2% af den samlede danske NMVOC udledning (143.000 tons i 1998) eller ca. 2 - 5% af vejtransportens bidrag (52.000 tons i 1998).

Methan (CH₄), der er den simpleste kulbrinte, er ikke særligt reaktiv. Den væsentligste skadelige effekt af CH₄ er som klimagas, dvs. bidrag til drivhuseffekten, hvor den normalt opgøres til 25 CO₂-ækvivalenter. Højere kulbrinter bidrager til drivhuseffekten med færre CO₂-ækvivalenter – typisk 2– 3. Derfor opgør man også emissionerne uden methan under betegnelsen NMVOC. Methanemission fra transportmidler er temmelig lille, medmindre de kører på natur- eller biogas, men methanemission fra udvinding af brændstof kan være ret stor.

Chlorholdige kulbrinter har en meget høj drivhuseffekt målt i CO₂-ækvivalenter – typisk over 1000. Det gælder fx HFC som er et ikke ozonlagsnedbrydende alternativ til CFC i bilers airconditionanlæg. CFC har ligeledes et meget højt drivhuseffekt potentiale.

Drivhuseffekt fra VOC er velbeskrevet i LCA-metodegrundlaget (Wenzel et al., 1996). Se i øvrigt 4.2.6 omkring drivhuseffekten.

4.2.4.2 Fotokemisk ozondannelse

VOC indgår med NO_x som en slags katalysator i de kemiske reaktioner i atmosfæren, som fører til dannelse af jordnær ozon (O3), den såkaldt fotokemiske ozondannelse, der bl.a. påvirker landbrugsudbytte og giver sundhedsskader. Methan (CH4) bidrager kun i meget ringe grad til den proces. Så det er egentlig kun NMVOC, der er interessant i forbindelse med fotokemisk ozondannelse, hvilket er endnu en god grund til at skelne mellem VOC og NMVOC.

Fotokemisk ozondannelse fra VOC er beskrevet i LCA-metodegrundlaget, og i international litteratur findes der oplysninger om en lang række VOC'ers fotokemiske ozondannelsespotentiale, som findes summeret i (Wenzel et al., 1996). Dette giver mulighed for at gennemføre miljøvurdering af den fotokemiske ozondannelse, men det eksisterende metodegrundlag gør det imidlertid ikke muligt vurderingsmæssigt at skelne geografisk mellem, hvor VOC emissionen finder sted. Den fotokemiske ozondannelse finder sted i en kompliceret kemisk balance, hvor der indgår lys, naturligt forekommende OH-radikaler, NO, NO2, O2 og O3. Fordi lys er en drivende faktor i processen, vil den fotokemiske ozondannelse forventeligt være kraftigere i Sydeuropa end i Nordeuropa.

Der vil også være lokale forskelle, idet man kan opleve, at NO fra biler reducerer ozonkoncentrationen i det indre af (nordeuropæiske) byer, men uden for byen øges koncentrationen. På regionalt plan, hvor de regionale forskelle udviskes, regner man dog med en årlig øgning af ozonkoncentrationen på 1% i jordens nordlige halvkugle. Der er i øjeblikket et metodeudviklingsprojekt i gang for Miljøstyrelsen, som skal redegøre for regionale forskelle, og foreslå forskellige geografisk bestemte vurderingsfaktorer for fotokemisk ozondannelse.

Bidraget til den fotokemiske ozondannelse måles i C₂H₄-ækvivalenter (C₂H₄ = ethylen), som beregnes i forhold til om baggrundskoncentrationen af NO_x er høj eller lav. I Danmark regner man med lav NO_x baggrundskoncentration. Methan bidrager som nævnt kun lidt, og faktoren er 0,007 for både lav og høj NO_x. De fleste almindeligt forekommende VOC'er ligger i området 0,3 – 0,6 for lav NO_x og 0,3 – 1 for høj NO_x. På baggrund af en ældre reference for VOC-sammensætningen af dieselbilers udstødning foreslår (Wenzel et al., 1996) faktoren 0,5 for lav NO_x og 0,6 for høj NO_x. I nærværende projekt er VOC sammensætningen for dieselbiler revurderet på baggrund af nyere referencer (se afsnit 4.2 og 4.3), og på baggrund heraf er faktoren 0,4 for lav NO_x og 0,5 for høj NO_x beregnet.

Fotokemisk ozondannelse sættes undertiden synonymt med begrebet smog, hvilket egentlig er uheldigt, da den fotokemiske ozondannelse kun er en mulig effekt ud af flere i forbindelse med smog. Smog er som regel en periodisk ophobning af VOC, NO_x, SO₂ og partikler i byer som følge af vejrlig og lokale geografiske forhold. En forhøjet koncentration af grundbestanddelene til ozondannelse er til stede under smog, men som det er fremgået, er det ikke sikkert, at ozonkoncentrationen øges i selve byen, hvor smoggen er. Derimod har de ophobede stoffer en direkte sundhedsskadelig virkning.

4.2.4.3 Toksicitet

Methan (CH₄) er som nævnt ikke særlig reaktiv, men NMVOC giver anledning til direkte skadeseffekter på mennesker og miljø (human og økotoksicitet). Der er stor forskel på skadeligheden af de forskellige stoffer, og nogle af de alvorlige, kræftfremkaldende stoffer udgør kun små andele af emissionerne. Den væsentligste skadeseffekt har carcinogenerne, som kun forekommer i ganske små mængder, men som har betydning på grund af skadernes alvorlighed. PAH er også yderst skadelige, men disse binder sig altovervejende til partikler, og derfor er det mere rimeligt at beregne deres toksicitetseffekt som en del af partikelproblematikken. Dioxin kan ligeledes betragtes som VOC, men anses iflg. (Larsen et al. 1997) ikke for noget problem i forbindelse med transport.

LCA-metodegrundlaget (Wenzel et al., 1996) beskriver en metode til beregning af human og økotoksicitet. Metoden er udviklet som en del af det såkaldte UMIP-projekt. Metoden bygger på traditionelle videnskabelige toksicitetsberegninger af stoffer, men med hensyn til LCA har problemet været at omsætte beregningerne til brugbare effektpotentialer. I UMIP projektet er effektpotentialerne udtrykt ved det volumen (m3) luft, vand eller jord et gram af et stof skal fortyndes i, for at det ikke længere har nogen giftvirkning.

Toksicitet er vanskeligt at vurdere i LCA, og UMIP metoden er her ret enestående. I andre internationalt beskrevne LCA-metoder er toksicitet således enten ikke beskrevet, eller indgår som grove eller uigennemskuelige indikatorer. Der er derfor ikke beregnet faktorer for toksicitet i den internationale litteratur som tilfældet er for fotokemisk ozondannelse. Der er beregnet toksicitetsfaktorer for en række stoffer i (Wenzel et al., 1996), men da VOC er en blanding af mange enkeltstoffer, er det ikke muligt ud fra tilgængelige oplysninger at beregne toxfaktorer for VOC'er fra transportmidler. Yderligere varierer VOC-sammensætningen også i forhold til motortype og –teknologi.

I dette projekt er human og økotoksicitet beregnet for de væsentligste VOC'er fra dieseludstødning som ikke findes beregnet i (Wenzel et al., 1996). Det har derved været muligt at forslå toksicitetsfaktorer for VOC i dieselbilers udstødning. Som for den fotokemiske ozondannelse er toksicitetsfaktorerne beregnet for en gennemsnitsblanding af VOC, således at det ikke i en miljøvurdering er nødvendigt at opgøre de enkelte stoffer. Som en del af beregningen er der søgt nyere oplysninger for diesel VOC (BUWAL, 1998). Da der kun er et begrænset antal oplysninger til rådighed, har det ikke været muligt mere specifikt at gå ind på forskellige dieselmotorteknologier, men der er beregnet for en traditionel og nu gammeldags dieselmotor uden turboladning, filtre etc.

Faktorerne for toksicitet varierer betydeligt i modsætning til faktorerne for fotokemisk ozondannelse, og derfor kan der fortsat være et behov for at belyse VOC-toksiciteten for forskellige motorteknologier. Beregningerne af de foreslåede toksicitetsfaktorer findes i bilag C og de resulterende effektfaktorer (EF) er resumeret i nedenstående tabeller for henholdvis human toksicitet (ht) og øko toksicitet (et). Selvom VOC udledes til luft (air, a), vil de via nedfald også have en vis toksisk virkning i vandmiljøet (water, w) og jord (soil, s). For økotoksicitet regnes kun med effekter via dette nedfald, og der skelnes yderligere mellem kroniske (cronic, c) og akutte (acute, a) effekter. Human toksicitet dækker både akutte og kroniske effekter:

De beregnede toksicitetsfaktorer vil blive benyttet i casene og ved sammenligning af de vægtede resultater med de øvrige vægtede resultater for drivhuseffekt, forsuring etc. giver dette en indikation af alvorligheden af toksicitet fra VOC.

Danmark Miljøundersøgelser, 2000, har opgjort den samlede VOC-emission fra dansk transport til 65.648 tons, men andelen af godstransport alene er ikke opgjort. Beregnet ud fra VOC-mængden pr. MJ brændstof forbrændt i de motorer, som er lagt ind i UMIP PC-værktøjet (se afsnit 5.1) og ganget med brændstofforbruget pr. transportmiddel (bilag A), er den samlede mængde beregnet til ca. 18.000 tons, hvoraf godstransporten tegner sig for ca. 14%.

Forskellen mellem den beregnede værdi og værdien fra Danmarks Miljøundersøgelser skyldes, at beregningen vedrører transportmidler, som opfylder dagens emissionskrav (EURO2), men da mange ældre transportmidler er i drift, vil VOC-emissionen i realiteten være højere. Fra ovennævnte toxfaktor er følgende normaliserede effektpotentialer beregnet for den danske godstransport alene:

Sammenlignet med det potentielle humane toksicitetspotentiale for partikler (se afsnit 4.2.1) er potentialet for VOC væsentligt mindre; men det er almindeligt anerkendt, at partiklers sundhedsskadelige effekt er større end VOC'ernes med hensyn til transport (Larsen et al. 1997) og (WHO, 1999).

Det fremgår af ovenstående, at yderligere arbejde med vurdering af sundhedsskader fra VOC er påkrævet som grundlag for beregning af LCA- effektfaktorer. Bl.a må man overveje, om VOC's tokseffekt virker meget lokalt. Beregningsmetoden bør desuden detaljeres. Herunder bør der ses på virkningen af katalysatorer og operationaliseres, så den kan anvendes for en række forskellige typer af lastbiler og skibe og udtrykkes fx pr. tonkm i det omfang, data ikke er tilstrækkeligt opdaterede. Normaliseringsreferencerne skal desuden revideres, da toksicitet fra VOC ikke indgår i de eksiterende referencer (Hauschild et.al. 1996a, b).

4.2.5 CO

Hovedparten af CO-indholdet i luften stammer fra trafikken, specielt benzindrevne køretøjer. Ifølge (Danmarks Miljøundersøgelser, 2000) er transportens bidrag til den danske CO-emission 64%, fordelt med 52% til vejtransport og 12% til anden transport. CO vil ret hurtigt, dvs. i løbet af et par uger, omdannes til CO₂ i atmosfæren og bidrager således indirekte til klimaeffekten, se afsnit 4.2.6.

De helbredsskadelige effekter opstår ved at CO bindes til blodets hæmoglobin og forhindrer iltoptagelsen. Det vurderes ikke sandsynligt, at de CO-koncentrationer, der normalt forekommer i gademiljøet i Danmark, giver anledning til helbredsmæssige effekter, men tomgangskørsel i tæt bytrafik, som giver anledning til forøget CO emission, bør selvfølgelig begrænses.

4.2.6 CO₂

Transportens bidrag til de danske CO₂-emissioner er ca. 25% (Danmarks Miljøundersøgelser, 2000) fordelt med 19% til vejtransport og 6% til anden transport. Denne fordeling svarer til energifordelingen af transport i figur 3.4, hvilket ikke overrasker, da energi fra fossile brændsler, som fortsat er det almindeligste, og CO₂-emission er direkte relateret.

CO₂-udslippene fra forbrænding af fossile energikilder er den væsentligste bidragyder til den menneskeskabte klimaeffekt. Da klimaeffekten skyldes en global stigning af CO₂-koncentrationen i atmosfæren på langt sigt, er det uden betydning, hvor emissionen finder sted. Atmosfærens CO₂-indhold har også direkte indflydelse på planternes vækst, men effekten er ubetydelig i forhold til de klimaændringer, som menneskeskabte CO²-bidrag giver anledning til som følge af atmosfærens opvarmning (drivhuseffekt).

Drivhuseffekten er velbeskrevet i LCA-metodegrundlaget, såvel i (Wenzel et al., 1996) som i andre LCA-referencer. Drivhuseffekten er en global effekt og miljøvurdering heraf på LCA niveau, dvs. første ordensniveau, er nok den mest veldokumenterede af alle effekter. Det er derimod betydeligt vanskeligere at vurdere, hvilke klimaændringer drivhuseffekten vil medføre. Andre drivhusgasser udtrykkes i forhold til CO₂, dvs. i CO₂-ækvivalenter.

Frygten for uoverskuelige klimaændringer er grunden til den megen fokus på CO₂ og dermed også på transportens bidrag.

4.3 Andre emissioner og parametre

De traditionelle emissionsparametre og deres effekter er vist i tabel 4.4. Foruden disse er der andre emissioner og effekter, som kun i begrænset omfang medtages i beregningsmodeller for transportens miljøbelastning. For nogle af effekterne skyldes dette, at der ikke findes kvantitative beregningsmodeller, som kan håndtere effekterne på en sammenlignelig form med effekterne af de traditionelle parametre. Nogle emissioner medtages ikke, fordi de forekommer i meget små mængder og ikke har pådraget sig opmærksomhed ved deres skadelighed. Man kan kalde det sporemissioner. Disse andre emissioner og parametre forklares i det følgende, og der vil blive givet en metodemæssig status. >

4.3.1 Lattergas og ammoniak

Ved forbrænding i otto- og dieselmotorer dannes der små mængder lattergas (N₂O) og ammoniak (NH₃). N₂O bidrager til drivhuseffekten med et højt potentiale af CO₂-ækvivalenter, nemlig 320 og kan derfor være interessant at medregne. NH3 bidrager som NO_x til forsuring og næringssaltbelastning, men forekommer i så små mængder, at den næppe er interessant at medtage. Ifølge (Danmarks Miljøundersøgelser, 2000) bidrager transporten kun med nogle få procent til de danske lattergas- og ammoniakemissioner, idet landbruget står for den væsentligste del. N₂O dannes her ved bakteriel omdannelse af kvælstof i jorden, og da dette også finder sted i naturen, men mindre intensivt, emitteres N₂O også fra naturen.

4.3.2 Tungmetaller

Fra spormineraler i brændslet og slitage på asfaltbelægninger, dæk og bremsebelægninger udledes der metaller, hvoraf tungmetallerne især tiltrækker sig opmærksomhed. Metallerne vil typisk være en del af partiklerne, evt. bundet til disse, eller indgå i organiske eller uorganiske forbindelser. Nogle af tungmetallerne har en så kraftig øko- og humantoksisk virkning, at de kan være interessant at medregne. Dette afsnit omtaler også afgivelse af kobber og organotin fra bundmalinger til skibe.

I det følgende ses der på kviksølv, cadmium, bly, kobber, nikkel og zink. Chrom omtales ikke, da Miljøstyrelsen netop har igangsat en massestrømsanalyse, som forventes afrapporteret i sidste halvdel af 2001.

4.3.2.1 Brændstoffer, bitumen, dæk og bremsebelægninger

Forbruget af brændstof m.m. til godstransport i 1998 fremgår af tabel 4.5.

Tabel 4.5.
Forbrug af brændstof m.m. til godstransport i 1998. Afrundede værdier.

Det ses, at forbruget af dieselolie er langt det største målt i tons. Forbruget dækker vej- og banetransport samt indenrigs søtransport. Vejtransporten er langt den største. Forbruget af bunkersolier til international søtransport er også store.

De forskellige kilders indhold af tungmetaller fremgår af tabel 4.6.

Tabel 4.6.
Indhold af tungmetaller i g/ton.

Se her!

Man ser dæks store indhold af zink og bremsebelægningers forholdsvis høje indhold af bly, kobber, nikkel og zink.

På grundlag af tabel 4.5 og 4.6 er udledningen af tungmetaller fra brændstofforbrug m.v. for godstransport beregnet Tallene fremgår af tabel 4.7.

Tabel 4.7.
Udledning af tungmetaller i kg fra brændstofforbrug m.v. for godstransport i 1998. Tallene er afrundede.

Se her!

Man ser, at de største mængder er zink fra dæk og nikkel fra bitumen og bunkersolie, fuel. I 45.8 er disse udledninger fordelt til luft, vand og jord.

Tabel 4.8.
Udledningen af tungmetaller fra brændstofforbrug m.v. opdelt på recipient, 1998. Afrundede tal.

Det fremgår, at der udledes forholdsvis store mængder zink til vand og jord og en del nikkel til luft, vand og jord.

Ved hjælp af effektfaktorerne og normaliseringsreferencerne i (Wenzel et al. 1997) er ovennævnte emissioners effektpotentialer for human, øko- og persistent tox beregnet og fremgår af tabel 4.9.

Tabel 4.9.
Normaliserede effektpotentialer for brændstofforbrug m.v. for godstransport, 1998.

Man ser, at effektpotentialerne for økotox og persistent tox fra brændstoffer m.v. er væsentlige i forhold til de sædvanlige effektpotentialer drivhuseffekt, forsuring, fotokemisk ozondannelse og næringssaltbelastning for godstransport. Den væsentligste kilde til økotox og persistent tox er zinkoxid fra dækslid, som går til recipienten vand.

4.3.2.2 Bundmaling

Bundmaling er ofte tilsat antifoulingsmidler. Dvs. de indeholder stoffer, som er toksiske over for de organismer, som man ønsker at begrænse. Der findes forskellige stoffer til denne anvendelse.

Godstrafikken i de danske ferske vande vurderes at være yderst beskeden. Frigivelsen af stoffer fra bundmaling på skibe med gods betragtes i det følgende udelukkende for de marine områder.

Organotinforbindelser

Triorganotinforbindelser anvendes til antifoulingsmidler, pesticider eller imprægneringsmidler. Andre organismer end "target-organismerne" kan også være sensitive over for disse forbindelser. Fx er der målt signifikante effekter på kønsudviklingen hos purpursneglen Nucella lapillus ved koncentrationer af tributyltin (TBT) på ned til 0,001 µg/L (Lassen et al. 1997).

Indholdet af organotin i havvand i trafik- og lystbådehavne var i 1992 op til 4 gange højere end baggrundsniveauet i Kattegat, mens niveauet i værftshavne var 2-8 gange højere end baggrundsniveauet (Mortensen. 1993).

Koncentrationen af organotin i sedimentet var 1.000 til 10.000 gange højere end koncentrationen i vandfasen, og i værftshavne var koncentrationen mere end 100 gange så stor som baggrundsniveauet i sedimenter fra Kattegat (Lassen et al. 1997).

Der er beregnet en gennemsnitlig emissionsrate for organotin for skibe på 0,8-2 µg pr. cm² pr. dag, svarende til 15-49 µg pr. m² pr. km fra skibe malet med tinholdige midler (Lassen C. et al. 1997). Samme rapport har angivet en sammenhæng mellem skibenes "våde overflade" og bruttoregistertons. Den samlede emission af organotin til de indre danske marine farvande anslås til 0,6-4,9 tons organotin/pr år svarende til 0,2-1,4 tons tin (Lassen C. et al. 1997).

"Indre danske fravande" afgrænses af en linie fra Grenen til den svenske kyst nord for Gøteborg, og mod øst af en linie stik syd fra Trelleborg i Sverige til Tyskland.

Fremover vil emissionen udelukkende ske til havet, da organotinforbindelser til bundmaling i dag kun er tilladt til både over 25 meter, som sejler i saltvand. En del af sejladsen i de indre danske farvande er færger, som næsten udelukkende fragter personer. Færgernes andel af den "sejlende vådoverflade" er 12% (Lassen C. et al. 1997). Med en antagelse om, at de resterende 88% er sejlads med gods, udleder disse 0,53-4,3 tons organotin/år, svarende til 0,18-1,2 tons tin til havmiljøet i de indre danske farvande.

Ved hjælp af effektfaktorerne og normaliseringsreferencerne i (Wenzel et al. 1997) er ovennævnte emissioners effektpotentialer for human, øko- og persistent tox beregnet og fremgår af tabel 4.10.

Tabel 4.10.
Normaliserede effektpotentialer for organotin fra bundmaling

Det ses, at effektpotentialet for den persistente tox er endda særdeles stor - også i forhold til de sædvanlige effektpotentialer for godstransport. Både økotox og persistent tox er væsentlige.

Kobberforbindelser

Kobber er et mikronæringsstof, som levende organismer har brug for i små mængder. Men i større mængder er det giftigt.

Baggrundskoncentrationer er 0,5-1,5µg/L i havvand og 25-35 mg/kg tørvægt i danske sedimenter (Madsen T. 1999). I danske havne og tilstødende områder er der fundet forhøjede koncentrationer på op til 18.000 mg/kg tørvægt i sedimentet og op til 13µg/L i vande (Madsen T. 1999).

Biotilgængeligheden er meget afhængig af pH, saltholdighed, indhold af organisk stof m.m.

Søpindsvin er meget følsomme over for kobber i vandet. Der er vist effekter på forplantning og udvikling ved kobberkoncentrationer på kun 3 µg Cu/L (Madsen T. 1999). Dvs. lavere end de fundne koncentrationer i nogle havneområder.

For bundlevende organismer er der fundet en LC50 for krebsdyr på 164 mg Cu/kg tørvægt i sedimentet i 10 dage (Madsen T. 1999). Det er ligeledes lavere end koncentrationer målt i havne.

En væsentlig ingrediens i bundmalinger er kobber 20-40 vægtprocent af malingerne udgøres normalt af kobber, som har en bredspektret giftvirkning over for alger og vandlevende organismer (Miljøstyrelsen - Kontoret for Biocid- og Kemikalievurdering. 2000).

Frigivelsen fra skibsmalingen er ca. 0,01 mg kobber pr. cm2 pr. dag (Miljøstyrelsen - Kontoret for Biocid- og Kemikalievurdering. 2000). Bruges samme antagelse som i arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen om organotinforbindelser om gennemsnitlig sejlads pr. skib på 150.000-200.000 km pr. år (Lassen C. et al. 1997), frigives der ca. 0,2 mg kobber pr. m² pr. km fra de skibe, der er behandlet med kobberholdige bundmalinger.

Der anvendes 200-250 tons kobber i bundmalinger pr. år til danske skibe over 25 meter (Lassen et al. 2000). For tin gælder, at der anvendes 40-60 tons organotin/år i Danmark til skibe over 25 meter. Frigivelsen på 0,6-4,9 tons/år svarer til 1-12,3% af anvendelsen. Bruges de samme forhold for kobber, udledes mellem 2 og 31 tons kobber pr. år.

Idet transport af gods antages at tegne sig for ca. 88% af den samlede transport, kan frigivelsen hidrørende fra godstransport på denne måde beregnes til 1,8-27 tons/år. Dette interval er meget stort.

En tidligere massestrømsanalyse for kobber angiver, at der fra alle slags typer skibe blev frigivet 18-26 tons kobber/år til de danske farvande inklusive ferskvand (Lassen C. et al. 1996).

På grundlag af dette skønnes det, at frigivelsen af kobber til de indre danske salte farvande fra godstrafikken er mellem 9 og 23 tons/år. Ved sammenligning med kobberemissionen fra brændstoffer m.v., tabel 4.7, ses, at denne udledning fra skibe til vand er omkring 100 gange større.

Ved hjælp af effektfaktorerne og normaliseringsreferencerne i (Wenzel et al. 1997) er ovennævnte emissioners effektpotentialer for human, øko- og persistent tox beregnet og fremgår af tabel 4.11.

Tabel 4.11.
Normaliserede effektpotentialer for kobber fra bundmaling.

Det ses, at for økotox og persistent tox er effektpotentialerne omkring dobbelt så store som for brændstoffer m.v. De er også væsentlige i forhold til de sædvanlige effektpotentialer for godstransport.

4.3.2.3 Sammenfatning

Det er væsentligt fremover også at medtage effektpotentialerne for human, øko- og persistent tox hidrørende fra tungmetalindholdet i brændstoffer m.v. og bundmaling til skibe. Disse effektpotentialer skal så også indgå, når normaliseringsreferencerne beregnes. Her er effektpotentialerne beregnet på landsplan; beregningsmetoden bør detaljeres og operationaliseres, så den kan anvendes for en række forskellige typer af lastbiler og skibe og udtrykkes fx pr. tonkm. Under dette arbejde bør de gjorte antagelser verificeres.

I de emissionsoplysninger, der findes om metaller fra forbrændingsmotorer, er det ikke oplyst hvilken form metallerne findes på, fx bundet til partikler, som rene partikler eller i kemiske forbindelser. Disse oplysninger er essentielle for en detaljeret tokcisitetsvurdering af metalemissionerne, og der er et behov for at få dette belyst.

4.3.3 Ressourcer

Transportens energiforbrug bruger ressourcer af fossile brændsler, dvs. især råolie, men også kul og naturgas til fx elektricitetsprodukt for togdrift og fremstilling af transportmidler eller til produktion af brændstof. Materialer til fremstilling af transportmidler og infrastruktur forbruger ressourcer af metaller og mineraler samt fossile ressourcer (plast i biler og bitumen til veje). Transportens energiforbrug i form af brændstof og elektricitet til drift oplyses traditionelt som tilfældet er for de traditionelle emissioner. Sigtet hermed er sjældent en ressourcevurdering, men snarere en økonomisk vurdering eller i mangel af emissionsoplysninger som indikator for miljøbelastningen.

En metode til vurdering af ressourceforbruget er beskrevet i LCA-metodegrundlaget (Wenzel et al., 1996), hvilket gør det muligt at lade ressourceforbruget indgå i en miljøvurdering, og oplysninger herom bør medtages som parameter. Ressourceforbruget gennemgår en normalisering og vægtning på lignende måde som for emissionsmængden (se afsnit 4.1.1), idet man som normaliseringsreference benytter det årlige forbrug af den pågældende ressource pr. indbygger i verden i referenceåret 1990. Som vægtningsfaktor dividerer man med ressourcens forsyningshorisont, forstået som det antal år kendte og økonomisk rentable reserver rækker med nuværende forbrug. Dette er ikke det samme som en teoretisk forsyningshorisont, som fx kan basere sig på en målt eller estimeret totalmængde af ressourcer i jordskorpen. Der skelnes i UMIP-metoden ikke mellem fornyelige og ikke-fornyelige ressourcer, og på den måde indgår overforbrug af fornyelige ressourcer i vurderingen.

Enheden for ressourcevurderingen som beskrevet ovenfor (normalisering og vægtning) er personreserve, PR_W90, og den udtrykker andelen af de kendte reserver af den pågældende ressource, som hver verdensborger råder over. Selvom enheden minder om enheden for miljøvurderingen, nemlig den målsatte personækvivalent (PE_WDK2000, se afsnit 4.1.1) er resultatet af miljø- og ressourcevurderingen ikke sammenlignelige, og resultaterne må præsenteres for sig. Det er selvfølgelig et problem, at alvoren af et ressourcetræk og en emission ikke kan sammenlignes direkte, og det er en problemstilling man bl.a. arbejder med som videreudvikling af UMIP-metoden. Man kan dog sige, at forbrug af fossile ressourcer står i relation til miljøproblemerne ved deres afbrænding.

Erfaring fra andre processer med et stort energiforbrug i driftsfasen, fx ventilationsprocesser (Frees, 2000), viser, at brændselsressourcerne selvfølgelig dominerer. Men begrænsede ressourcer som zink, kobber, nikkel og mangan kan godt fremvise synlige værdier, når de vægtes, selvom de i forhold til brændselsressourcerne kun bruges i yderst små faktuelle mængder. De nævnte metaller benyttes alle i transportmidler i større eller mindre grad, heraf mangan i stållegeringer. Stål og aluminium betragtes ikke som ressourcemæssigt problematiske.

Fossile brændstofressourcer omsættes ved forbrænding til især kuldioxid og vand og går dermed tabt. Derimod kan forbruget af metaller, mineraler og fossile materialeressourcer i høj grad begrænses ved genvinding af transportmidler, veje og anlæg.

4.3.4 Støj

Transport udvikler støj, og støj er en miljøparameter, som kan genere mennesker (og dyr) og som er i fokus. Standarder og beskrevne procedurer giver ingen anvisninger på håndtering af støj inden for LCA andet end som en parameter der kan medtages (ISO, 1998) (SETAC, 1993). Vurdering af støjbelastningen fra potentielt støjbelastende projekter som vej- og banebygning indgår traditionelt som en del af krævede VVM-undersøgelser (Vurdering af Virkninger på Miljøet), hvor man fx vurderer, hvor stort et areal, og evt. hvor mange mennesker der påvirkes af støj over en vis styrke fra vej eller bane.

VVM-baserede støjdata indgår undertiden i LCA-undersøgelser, men giver ikke et tilstrækkeligt grundlag, hvis man er interesseret i at relatere støjen til transporten af konkrete produkter eller ydelser, og på et kvantitativt grundlag at kunne sammenligne støjgener fra transport med støjgener fra andre aktiviteter. Støj er derfor yderst vanskelig at vurdere i LCA.

4.3.4.1 Støjvurdering i LCA-metodeudvikling

Støj indgår som en del af den danske Miljøstyrelses metodeudviklingsprojekt for LCA, (Nielsen og Laursen, 2000).

Det nævnte metodeudviklingsprojekt er en videreudvikling af UMIP-projektet (Wenzel et al., 1996). I forhold til denne metode foreslås støjbelastning målt i timer pr. person som en/flere personer er udsat for af generende støjbelastning fra en proces. Støj udtrykkes derved i samme enhed som arbejdsmiljøeffekter i UMIP-metoden. I det følgende vil enheden timer pr. person blive kaldt "persontimer". I forhold til en ydelse eller et produkt er støjbelastningen summen af persontimer fra de enkelte processer i produktets eller ydelsens livsforløb.

Støj måles mest enkelt i forhold til en bestemt afstand fra en (stationær) punktkilde. Med dette udgangspunkt kan antal persontimer udtrykkes ved:

NN_d = P_d × T_proc× NNF_Lp             (1)

hvor

NN_d (noise nuisance) er generende støj i afstanden d fra kilden [h]
P_d er antal personer i afstanden d fra kilden [dimensionsløs]
T_proc er varigheden af støj processen [h].

NNF_Lp er en faktor for generende støj specifik for det aktuelle støjniveau, Lp i forhold til baggrundsstøjniveauet [dimensionsløs]. NNF_Lp bestemmes empirisk, og et eksempel er givet i (Nielsen og Laursen, 2000). Støj under 45 dBA regnes ikke som generende.

Når man generelt skal opgøre, hvor mange mennesker der er generet af støj fra en punktkilde, kan dette gøres ved at arbejde med støj isobarer rundt om punktkilden, dvs. koncentriske cirkler med forskellig afstand og tælle op, hvor mange mennesker der er påvirket mellem hver af ringene. Ringene optegnes indtil en afstand, hvor støjen ikke længere er generende, idet støjniveauet falder med afstanden til kilden. Isobarerne repræsenterer en forenkling, idet støjens dæmpning afhænger af mange faktorer, så som landskab, tilstedeværelse af bygninger, vind, støjkarakteristik, m.fl.

Når støjkilden bevæger sig, som tilfældet er for transport, kompliceres forholdene. Men det viser sig, at udtrykket (1) kan benyttes sammen med ideen om støjisobarer på strækninger, hvor man kan antage, at landskab og befolkningstæthed er ensartet. Yderligere må man antage, at transportmidlets hastighed er konstant, og at der kan benyttes et maksimalt lydniveau, fx 10 m fra vejens eller banens centerlinie (hvor man normalt har støjmaksimum ved kilden, dvs. i centrum af isobarerne).

Kravene til ensartethed af landskab, befolkningstæthed og transportmidlets hastighed gør, at man - for at få rimeligt repræsentative resultater - må sammensætte transportstrækningen af flere delstrækninger afhængigt af vejtype, fx motorvej med høj hastighed gennem tynd befolkning, landevej med lidt lavere hastighed gennem lidt tættere befolkning samt veje i byer med lav hastighed gennem tæt befolkning. Denne måde at sammensætte et transportscenarie på er imidlertid ikke fremmed i forhold til LCA-vurdering af transport i øvrigt (stedspecifikke faktorer9. Den praktiseres i såvel TEMA-som UMIP-værktøjet, (Trafikministeriet, 2000) og (Miljøstyrelsen, 1999).

(Nielsen og Laursen, 2000) har udviklet en regnearksmodel, som kan beregne generende støj fra vejtransport udtrykt i "persontimer" eller personsekunder. Med UMIP-metodens terminologi kaldes effekten "noise nuisance impact potential", NNIP, hvilket på dansk betyder potentielle støjgener. Nøgleenheden i modellen er kg transporteret gods. Input-parametre er transportafstand, hastighed, biltype (varebil, lille og stor lastbil), vejtype (3 slags) og områdetype (5 slags, fx by og land). Resultatet udtrykkes altså i NNIP pr. transporteret godsmængde i kg.

Det at modellen benytter transporteret vægtmængde (kg) som nøgleenhed gør, at der er gode muligheder for at lade NNIP indgå i enhedsprocesdata for vejtransport for miljøeffektberegning på linie med andre af UMIP-metodens miljøeffekter. Det burde være muligt at oplyse NNIP-data i såvel UMIP som TEMA værktøjet. Som eksempel kan nævnes, at transport af 1 kg gods 1 km med en stor lastbil i bytrafik afstedkommer en støjgene på 0,0076 personsekunder. Det må tages i betragtning, at en stor lastbil kan læsse ca. 24.000 kg gods, så hele lastbilen har en støjbelastning på ca. 180 personsekunder. Der vil ikke være samme linearitet ved samtidig trafik af flere lastbiler, men det kan håndteres af modellen.

NNIP svarer resultatmæssigt til det LCA-vurderingstrin som kaldes karakterisering, eller beregning af potentielle miljøeffekter (se afsnit 4.1) Der er endnu ikke foreslået normalisering og vægtning, således at støjbelastningen kan udtrykkes i personekvivalenter, PE, der vil være det endelige resultat af UMIP-metoden.

4.3.5 Organiske syrer

En vis andel af syreindholdet i luften stammer fra organiske syrer, (Larsen et al. 1997). Myresyre og eddikesyre forekommer på dampform, og er de organiske syrekomponenter, der optræder i de største koncentrationer. Data tyder på, at trafikforurening næppe har nogen indflydelse på niveauerne af disse stoffer i luften.

På denne baggrund foreslås det i LCA-sammenhæng ikke at gøre noget ved organiske syrer foreløbig.

4.3.6 PAN (peroxy-acetylnitrat)

Fotokemisk luftforurening omfatter en række oxyderende forbindelser, hvoraf ozon er den vigtigste, (Larsen et al. 1997). En mindre væsentlig, men undertiden omtalt forbindelse, er PAN (peroxy-acetylnitrat).

PAN har stort set samme virkninger som - og dannes sideløbende med - ozon, men i væsentligt mindre mængder. PAN:ozon forholdet ligger som regel i intervallet 1: 0,04-0,2. Der foreligger ingen relevante danske undersøgelser af luftens indhold af PAN, men stoffet anses for at være underordnet i forhold til ozon. Stoffet er mindre potent end ozon med hensyn til luftvejseffekter. Fra et sundhedsmæssigt synspunkt vurderes PAN at være af ringe betydning.

På denne baggrund foreslås det i LCA sammenhæng ikke at gøre noget ved PAN foreløbig.

4.3.7 Dioxin

Udledning af dioxin fra køretøjer er hovedsagelig knyttet til chlor- og bromadditiver anvendt i blyholdig benzin, (Hansen et al. 2000). Forbrænding af diesel- og fuelolie giver dog anledning til en vis udledning af dioxin. I tabel 4.12 er vist emissionsfaktorer og udledt mængde af dioxin for godstransport.

Tabel 4.12.
Emissionsfaktorer og emission af dioxin hidrørende fra brændstofforbrug til godstransport i 1998.

Den årlige dioxinudledning for godstransporten kan anslås til 2,6 g I-TEQ/år. Det ses, at især forbrændingen til søs af fuelolie giver anledning til udledning af dioxin. Til sammenligning var den totale udledning for hele Danmark i 1998 på 11-180 g I-TEQ. Dette betyder, at godstransporten står for 1,4-24% af udledningen.

P.t. er der ikke udviklet effektfaktorer for dioxin. Det anbefales hermed at gøre dette samt operationalisere resultaterne, da dioxin er et ekstremt giftigt stof, og da godstransportens andel af den totale udledning i Danmark sandsynligvis er væsentlig.

4.3.8 Arealanvendelse

Trafikens infrastruktur, dvs. veje og bygninger, omdanner landskabet og lægger beslag på natur- og nytteområder. Trafikkens indirekte aktiviteter, så som råvareudvinding og bortskaffelse omdanner landskabet ved minedrift etc. eller lægger beslag på areal til affaldsdeponi. Sidstnævnte problem bliver mindre i takt med øget genvinding, hvor især dæk har udgjort et problem. Men der er fortsat problemer med restaffald fra genvindingskæden, så som shredderaffald, PVC-holdigt affald, tungmetalholdigt affald etc. Arealanvendelse, som medfører hindring af vandstrømme i vandløb og hav med deraf følgende videre miljøkonsekvenser er et område i fokus, men denne ødelæggelse kan kontrolleres ved at stille krav til byggeriet.

4.3.8.1 Arealanvendelse i LCA-metoder og metodeudvikling

Arealanvendelse (land use) er et område som behøver metodeudvikling inden for LCA. Standarder og beskrevne procedurer giver ingen anvisninger på håndtering af arealanvendelse andet end som en parameter, der kan medtages (ISO, 1998) og (SETAC, 1993). (Wenzel et al. 1996) forholder sig kun indirekte til arealanvendelse i form af affaldsmængder, som deponeres.

Det såkaldte LCA-GAPS-projekt, et europæisk LCA-metodeudviklings-projekt finansieret af Erhvervsfremme Styrelsen, har arealanvendelse med som parameter. Der er endnu ikke offentliggjort dokumenter fra denne del af LCA-GAPS-projektet. Et sammendrag af problematikken for vurdering af arealanvendelse er beskrevet i det følgende.

Der er to hovedelementer i arealanvendelse:

1. Omdannelse af et landareal fra en tilstand til en anden
2. Beslaglæggelse af et landareal i en periode (typisk et antal år).

(Frischknecht et al. 1996) inddrager omdannelse af landarealer ved at inddele det landskabelige areal i 4 kategorier, nemlig natur, modificeret, kultiveret og bebygget (herunder veje og miner). Dette kombineres med det tidsmæssige perspektiv ved at vurdere, hvor stor en arealmængde for en given aktivitet der gennem en tidsperiode er omdannet fra fx "modificeret" til "bebygget" og hvor stor en del af denne bebyggelse som efter endt brug over en tidsperiode omdannes til fx "kultiveret".

De nævnte elementers omdannelse og beslaglæggelse fortæller imidlertid ikke noget om miljøeffekterne ved arealanvendelsen. For ikke at få overlapning til allerede beskrevne miljøeffekter fra den menneskelige aktivitet på de anvendte arealer, så som økotoksicitet fra pesticider eller emissioner fra vejtrafik, er det foreslået at afgrænse miljøeffekterne til de fysiske forandringer, som er direkte følger af arealanvendelsen. Fysiske forandringer kan være ændring i plante- og dyreliv, ændring af jordoverflade, ændret vandfiltrering til grundvand, ændringer af fordampningsforhold m.fl.

Der synes at være en fokus på plante- og dyreliv i arealanvendelses-problematikken, hvor man beskriver biodiversitet og sjældenhed af arter. (SimaPro, 2000) har søgt at inddrage dette aspekt i deres miljøvurderingsmodel Eco-indicator '99 ved at beregne den procentvise ændring af antallet af udvalgte planter pr. km2 pr. år ved arealomdannelse fra en tilstand til en anden. Fremgangsmåden må opfattes som et forslag mere end som en færdigudviklet metode, men tankegangen er i samme retning som den, der på nuværende tidspunkt ligger i LCA-GAPS projektet.

4.3.9 Barriere-effekt

Udgangspunktet for vurdering af trafikanlægs barriere-effekt bør være menneskers og dyrs ønskede bevægelsesmønster. Jo større afvigelse herfra, desto større barrierevirkning, (Tørsløv et al. 2000). Barrierevirkningen skyldes dels anlæggenes fysiske tilstedeværelse og dels trafikken på anlæggene.

Her skelnes mellem effekten for mennesker og effekten for flora og fauna.

4.3.9.1 Mennesker

Veje og jernbaner er anlagt for at hjælpe mennesker, så transporten fra et område til et andet gøres lettere. Set fra den vinkel kan en vej fjerne den barriere, som fx en mark eller et skovområde ville have udgjort for trafikanten.

For andre kan trafikanlægget og dets trafik derimod virke som en barriere.

Barrierevirkningen er afhængig af bredden, hastigheden, trafikken, oversigts- og passagemuligheder, mens krydsningsbehovet er afhængig af omgivelserne: Boliger, forretninger, rekreative områder mv. Krydsningsbehovet er størst i byerne.

4.3.9.2 Vejen/jernbanen som fysisk barriere

Udbygning af vej- og jernbanenettet betyder en opsplitning af landskabet. Vejenes indpasning i landskabet har ændret sig radikalt. Tidligere fulgte vejnettet landskabets topografi. De stadigt forbedrede tekniske muligheder for jordflytning har betydet, at vejene i stigende grad har løftet sig ud af landskabet, så nye veje oftest ligger i afgravning eller på dæmning. Dette har sammen med højere hastigheder og forøget trafikmængde på nye veje betydet en markant øgning af barriereeffekten i forhold til tidligere. Af tekniske årsager har jernbanerne altid været anlagt ude af landskabets topografi. Til gengæld er trafikmængden her væsentlig mindre og mere regelmæssig (Salvig et al. 1997).

Uden trafik kan mange anlæg krydses overalt. Dermed udgør disse anlæg ingen fysisk barriere. Men anlæg, som er anlagt ude af terræn, er indhegnede eller forbudt at krydse udgør en fysisk barriere i sig selv. Det gælder primært motorveje, jernbaner og motortrafikveje, som det er forbudt at krydse uden for afmærkede steder. Disse anlæg krydses via tunneler, broer eller jernbaneoverskæringer. Derved undgås trafikuheld på grund af krydsning.

Til gengæld udgør anlæg en fuldstændig barriere, hvis ikke der er passagemuligheder. Barrieren gælder for trafikanter, der må køre en omvej for at komme over - og på - disse anlæg. Det gælder for dem, der vil krydse disse anlæg uden for vejene - for eksempel for at komme til et rekreativt område - og det gælder for landmanden, hvis jord er blevet delt af anlæggene.

Det vurderes, at den fysiske barrierevirkning i forhold til trafikintensiteten for jernbaner udgør ca. 95% og for statsveje ca. 90%. For de øvrige anlæg udgør den fysiske barriere kun ca. 5%. Godt 60% af statsvejene er motorveje og motortrafikveje. Ca. 25% af trafikken afvikles på statsvejene.

I en tidligere rapport vurderes det, at den fysiske barrierevirkning for mennesker fra motorveje, jernbaner og motortrafikveje udgør godt 20% af den samlede barrierevirkning fra transportsektoren (COWIconsult. 1992). Dette tal er nok i overkanten. Statsveje og jernbaner udgør kun 5,4% af det samlede transportnet. Motorveje og motortrafikveje ligger typisk uden for byområder, hvor krydsningsbehovet ikke er så stort. Dermed skønnes barriereeffekten af anlæggenes fysiske tilstedeværelse snarere at være ca. 10% af den totale barrierevirkning fra transportsektoren.

Forskningscentret for Skov & Landskab har lavet en GIS-baseret model for barriere-effekten af trafikanlæg, (Kaae et al. 1998), (Skov-Petersen. 1999). Modellen skønnes anvendelig for hovedfærdselsårer uden for byområder. Det er rimeligt i denne sammenhæng, da godstransporten hovedsagelig benytter disse anlæg.

Modellen beregner tabet af tilgængeligt område, fx natur, som følge af barrieren. Man ser på, hvor langt kan man gå på typisk ½ time med og uden barriere. Transporten foregår i fugleflugtslinie. Alle barrierer er som udgangspunkt 100% barrierer. Barriererne er jernbaner og amts- og statsveje uden for byområder. Passagemuligheder regnes som huller i barrieren.

Input i modellen ved beregning af tabet af tilgængelig natur som følge af en barriere er angivelse af beboelsesområder og naturområder. Det antages, at beboelsesområder bebos jævnt af fx 1.200 personer/km2, og at ingen bor i naturområder. Udgangspunktet kan dels være folks hjem og dels naturområder, hvor tabet af sammenhæng belyses.

Output kommer dels i form af kort med farveangivelser for berørte områder, se figur 4.4, dels i form af tal for antal personer, som har mistet adgang til bestemte typer områder eller mistet tilgængeligt areal i et område. Output udtrykker en difference mellem forholdene med og uden barrierer og kan udtrykkes i %, hektar eller antal personer.

Figur 4.4.
Afbildning af barriere-effekt, (Kaae et al. 1998).

Modellen vil kunne anvendes ved brug af stedspecifikke faktorer i LCA-sammenhæng. Det vil dog være nødvendigt med en detaljering og operationalisering.

4.3.9.3 Trafikken som barriere

Barrierevirkningen fra trafikken er knyttet til sandsynligheden for at komme til skade ved passage af anlægget. Det giver utryghed og kan i mange tilfælde bevirke, at folk ikke tør krydse anlægget, eller at de forbyder deres børn at gøre det. Sandsynligheden for at komme til skade er knyttet til trafiktætheden og til køretøjernes hastighed.

Der findes modeller, som forsøger at sætte tal på barriereeffekter af veje og jernbaner. Vejdirektoratet har en model udviklet til anvendelse i bymæssige områder, (Vejdirektoratet. 1989). Modellen tager udgangspunkt i årsdøgnstrafikken, gennemsnitshastigheden, kørebanebredden og andelen af lastbiler over 2 tons. Beregningsmodellen lyder:

hvor

Resultater over 15 tildeles værdien 15. Den beregnede barrierevirkning ligger mellem 0 og 15 inddelt i 4 klasser:

Modellen kan anvendes i bymæssig bebyggelse, men modellens beregnede resultater for veje i det åbne land har vist sig at være anderledes end de oplevede psykiske barriereeffekter for de samme veje bestemt ved interviews (Kaae et al. 1998). De lokale beboeres daglige erfaringer med de enkelte vejanlæg har stor betydning for den oplevede barriereeffekt (Kaae et al. 1998). Det er endnu ikke lykkedes at lave brugbare modeller for barriereeffekt af anlæg som ikke er en 100% barriere (Skov-Petersen. 2000).

Modellen vil kunne anvendes ved brug af stedspecifikke faktorer i LCA-sammenhæng. Det vil dog være nødvendigt med en detaljering og operationalisering.

4.3.9.3.1 Uheld som et udtryk for barriereeffekt

Et umiddelbart mål for trafikken som barriere kan være antallet af tilskadekomne under forsøg på at krydse et anlæg, se tabel 4.13. Dette udtryk inkluderer både trafiktæthed, køretøjernes hastighed og krydsningsbehovet.

Tabel 4.13.
Uheld for krydsende fodgængere og køretøjer i 1998 (Danmarks Statistik. 2000).

Af tabellen fremgår, at 1.864 personer i 1998 kom til skade ved at krydse en vej. Heraf døde 105. Lastbilerne, som i nærværende sammenhæng er mest interessant, ramte 110 og dræbte ca. 13 personer i 1998, svarende til henholdsvis 6 og 12%.

Togtrafikken har en meget lav ulykkesfrekvens. Barriere-effekten fra togtrafikken vurderes til at være lav, ca. 5%.

Der er en stor geografisk variation i antallet af uheld. Det er muligt at opdele områderne efter vejtype (motorvej, hovedvej, bivej) og efter byzone/landzone. Denne opgørelse vil være relevant, såfremt man i en LCA regner med stedspecifikke faktorer. Vejsektorens Informations System (VIS) indeholder data om trafikuheld og en lang række vejdata. Data kan opdeles geografisk, da de er bygget op i et GIS-system.

Tabel 4.14.
Relativ fordeling mellem byzone og landzone for uheld, personskader og dræbte (Danmarks Statistik. 2000).

Af tabellen fremgår, at hovedparten - nemlig knap 60% - af uheldene sker i byerne. Men uheldene i landzonen har langt alvorligere konsekvenser end uheldene i byzonen. Landzonen tegner sig således for kun godt 40% af uheldene, men over 70% af de dræbte. Forskellen skyldes forskel i køretøjernes hastigheder i henholdsvis by- og landzone.

Det er sandsynligt, at den oplevede barriereeffekt er størst for veje med alvorlige ulykker fremfor mindre uheld. Forsøg med miljøprioriterede gennemfarter viser at ombygningen af veje, så hastigheden formindskedes, medfører en stigning i krydsende trafikanter. Det kan ses som et udtryk for, at der i forbindelse med en barriere eksisterer et undertrykt krydsningsbehov. Den øgede krydsning giver flere uheld, men skaderne er mindre på grund af bilernes lavere hastighed, (Kaae et al. 1998).

Antallet af uheld vil kunne bruges i en LCA-sammenhæng, hvis man regner med stedspecifikke faktorer. Dette vil kræve en yderligere detaljering og operationalisering.

4.3.9.4 Sammenfatning

Barriere-effekten af de enkelte trafikanlæg afhænger af anlægstypen, se sammenfatningen i tabel 4.15.

Tabel 4.15
Betydningen af de enkelte anlægstypers fysiske tilstedeværelse i forhold til trafikken.