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

Produkters forbrug af transport. Systemanalyse

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.

Ca. 10% af barriere-effekten fra transportsektoren for mennesker skyldes anlæggenes fysiske tilstedeværelse, resten kan tilskrives trafikken på anlæggene. Barrierevirkningen fra jernbaner og statsveje, det vil hovedsagelig sige motorveje og motortrafikveje, er primært fra anlæggenes fysiske tilstedeværelse. Trafikken på anlæggene har mindre betydning.

Det er svært at estimere trafikkens barriereeffekt. Men antallet af trafikuheld som følge af forsøg på at krydse trafikanlæg kunne være et mål. Dette mål inkluderer krydsningsbehovet.

Vejdirektoratet har udviklet en model, som kan beregne barriere-effekten for bymæssige områder.

Barriere-effekten af de enkelte hovedveje kan uden for byområder beregnes ved hjælp af en GIS-baseret model udviklet af Forskningscentret for Skov & Landskab.

Disse metoder til at karakterisere barriere-effekten vil kunne bruges i en LCA-sammenhæng, hvis man regner med stedspecifikke faktorer. Dette vil kræve en yderligere detaljering og operationalisering.

4.3.9.5 Flora og fauna

I modsætning til barriereeffekten for mennesker optræder barriere-effekten for dyr og planter næsten udelukkende uden for byerne.

Barrierevirkningen er afhængig af bredde, hastighed, trafikmængde, skråningshøjden, eventuelle hegn og passagemuligheder, mens krydsningsbehovet er afhængig af omgivelserne: Skov, vådområde, andre naturområder/spredningskorridorer.

Barriereeffekten kan deles op i den fysiske barriere, som vej og bane udgør, og barrieren fra trafikken på anlægget.

For lavmobile dyr, inklusive padder, betyder vejens fysiske tilstedeværelse 75-80% af barrierevirkningen, for fugle ca. 5%, fx på grund af lysledninger i forbindelse med vejen, og for større pattedyr ca. 20%, (Andersen. 2000). Et meget groft gennemsnit for betydningen af vejenes fysiske tilstedeværelse i forhold til trafikken for alle dyr er 50%, (Andersen. 2000).

Jernbaners barrierevirkning skyldes næsten udelukkende deres fysiske tilstedeværelse.

4.3.9.6 Vejen/jernbanen som fysisk barriere

Veje og jernbaner gennemskærer diger, hegn, økologiske sprednings-korridorer, ådale og vandløb i landskabet og virker som barrierer. Dyrs og planters muligheder for at sprede sig i landskabet og etablere sig i et naturområde forringes.

Næsten alle vejtyper vil udgøre en uoverstigelig barriere for padder, krybdyr og mindre pattedyr samt plantearter med dårlige spredningsevner. En vej igennem et naturområde vil derfor kunne skille en tidligere sammenhængende population i flere genetisk adskilte populationer, hvilket medfører risiko for indavl og nedsat overlevelsesevne. Fx synes tyske vejanlæg at udgøre særdeles store barrierer for halsbåndmus og rødmus, som slet ikke forsøger at krydse veje, (Salvig et al. 1997). Mange vandlevende organismer kan ikke passere rørlagte vandløb. Ved nyere vejanlæg er dette søgt afhjulpet ved hjælp af faunapassager og ledende beplantning/hegn.

Kvaliteten af faunapassagen - størrelse, bevoksning, placering, omgivende ledelinier m.m. - har stor betydning. Her vil det være ønskværdigt med en vurdering for hver enkelt strækning af passagemulighederne i forhold til områdets behov. Der findes, bl.a. (Andersen, Vestergaard. 2000) vurderinger af passagetypernes kvalitet i forhold til forskellige dyrearter.

Nogle steder er der lavet hegn for at øge trafiksikkerheden, bl.a. ved alle motorveje. Det mindsker antallet af trafikdræbte dyr (og mennesker), men de virker som fuldstændige barrierer for større dyr. Det kan for nogle dyrebestande være betydeligt værre at blive isoleret, end at enkelte dyr dør i trafikken (Salvig et al. 1997).

Jernbaner og store veje skal have små stigninger og fald. I kuperet terræn medfører det store afgravninger og påfyldninger og dermed høje skråninger. Det kan vanskeliggøre passage for visse dyr. For mindre dyr, fx padder, kan også skinnerne udgøre en barriere (Tørsløv et al. 2000).

Vejes fysiske tilstedeværelse vil også være barrierer for nogle plantearter, som er afhængige af dyr for at kunne spredes, se tabel 4.16.

Tabel 4.16.
Oversigt over barriere-effekt for planter (Salvig et al. 1997).

For nogle plantearter (fx skovviol) virker et vejanlæg som en fuldstændig barriere, mens det for andre er uden betydning. De fleste faunapassager vil i praksis virke for floraen også.

4.3.9.7 Trafikken som barriere

Støjen og lysene fra bilerne især fra de større og stærkt trafikerede vejanlæg kan virke begrænsende på faunaens spredningsmuligheder. Nogle arter, for eksempel rådyr, kan vænne sig til støjen, men for andre arter kan den have negative effekter indtil flere km fra en stærkt trafikeret motorvej.

Trafikken virker dog først og fremmest som en barriere ved at ramme krydsende dyr.

4.3.9.8 Uheld som mål for barriereeffekt

Som for mennesker kunne antallet af dræbte dyr være et mål for barrierevirkningen af vejens trafik sammenholdt med krydsningsbehovet. Det er vanskeligt at opgøre antallet af dræbte dyr, men der er gjort flere forsøg, se tabel 4.17.

Undersøgelserne er udført med vidt forskellige metoder, og derfor kan tallene ikke umiddelbart sammenlignes, hvilket det gør det svært at anvende dem i LCA sammenhæng. Blandt de mest udsatte dyr i trafikken er padder og krybdyr, småfugle, pindsvin, grævlinger, harer, ræve og rådyr.

Tabel 4.17.
Årlige trafikdrab af forskellige dyrearter for hele Danmark sammenholdt med jagtudbyttet.

Tabellen viser, at der hvert år dør mange tusind dyr i trafikken. For de arter (fugle, pattedyr), hvorpå der drives jagt, er det mellem 1/3 og 3 gange så mange dyr, der dør i trafikken som under jagt. Trafikken kan være en vigtig faktor i regulering af nogle bestandes størrelse. Det gælder især for hare og odder, (Andersen, Vestergaard. 2000).

Der findes ikke nogen officielle tal for størrelsen af danske bestande af de forskellige dyrearter. Ca. 10% af den voksne bestand af padder på Djursland bliver slået ihjel i trafikken hvert år (Hels. 2000), (Hels. 1999). Padderne er gået så meget tilbage, at de siden 1981 har været fredede (Stoltze og Pihl. (red.) 1998). Paddernes tilbagegang skyldes dog hovedsagelig forsvundne levesteder.

Den store forskel mellem tallene i tabellen illustrerer problemerne med at kvantificere barriereeffekten med præcise tal. Der vil også regionalt være store forskelle fra område til område og fra art til art afhængig af omgivelserne. Foreningen til dyrenes beskyttelse i Danmark og Falcks redningskorps A/S har lavet en vurdering af, hvor man risikerer at ramme dyr, se tabel 4.18. Tallene er anført i forhold til risikoen for at ramme et dyr, hvor der er agerland på begge sider af vejen. Risikoen er her fastsat til 1. Samme undersøgelse har dannet baggrund for at lave kort med angivelse af, hvor der er registreret påkørt hjortevildt, grævlinger og oddere.

Tabel 4.18.
Relativ risiko for at påkøre pattedyr og fugle ved forskellige landskabstyper i forhold til agerland (Andersen et al. 1996).

Den relative risiko for at påkøre pattedyr og fugle ved forskellige omgivelser giver et udmærket billede af dyrenes relative krydsningsbehov. For pattedyr optræder den største risiko i skovområder. For fugle er risikoen størst i områder med hede, sø/hav eller mose.

Vejtypen har også betydning. I Sønderjyllands Amt er antallet af forulykkede pattedyr blevet optalt i perioden november 1995 til august 1997, (Madsen et al. 1998), se tabel 4.19.

Tabel 4.19.
Antal dræbte pattedyr på forskellige vejtyper i Sønderjyllands Amt, (Madsen et al. 1998).

Der dræbes flest dyr på de sekundære veje. Korrigeret for forskelle i vejlængde er forskellen mellem vejtyperne lille. Der dræbes mellem 1,7 og 2,3 pattedyr pr. km vej om året. Men i forhold til antal kørte kilometer, dræbes der langt færre dyr på de store veje end på de små. Det skyldes langt flere biler på de store veje end på de små. Der er ingen grund til at tro, at forholdene i Sønderjylland er væsentligt anderledes end i resten af landet.

Tallene gælder kun for vejtrafikken. Der findes ingen undersøgelser af omfanget af trafikdræbte dyr i tilknytning til danske jernbaner. En engelsk undersøgelse af registrerede dødsfald blandt ræve i London viste, at 50% var trafikdræbte, hvoraf kun 1% var ramt af tog, (Harris. 1986). I Danmark foreligger der kun enkelte registreringer af trafikdræbt vildt, rådyr, grævling og ræv i tilknytning til jernbaner (Salvig et al. 1997). Det vurderes, at jernbanen kan tegne sig for under 1% af de trafikdræbte dyr.

4.3.9.9 Model for barriereeffekt

I afsnittet med en model for barriereeffekt for mennesker er omtalt en GIS-baseret model fra Forskningscentret for Skov & Landskab. Modellen vil med tilpasninger sandsynligvis kunne anvendes til dyr.

4.3.9.10 Sammenfatning

Ca. 50% af barrierevirkningen fra transportsektoren for dyr og planter skyldes anlæggenes fysiske tilstedeværelse Resten kan tilskrives trafikken på anlæggene.

Et mål for barrierevirkningen fra trafikken på anlæggene kunne være antallet af trafikdræbte dyr.

Der findes en GIS-baseret model, som med tilpasninger sandsynligvis vil kunne anvendes på dyr.

Det vil dog kræve metodeudvikling og operationalisering, før man kan bruge disse ting i LCA-sammenhæng, hvilket vil være relevant ved arbejde med stedspecifikke faktorer.

4.3.10 Påvirkning af dyre- og planteliv

Hvor ikke andet er angivet, er det følgende fra en miljøvurdering af rute 9 Odense-Svendborg, (COWI. 1998).

4.3.10.2 Levesteder forsvinder

Levesteder for den vilde flora og fauna forsvinder, når veje anlægges. Levesteder, som ligger ved siden af vejen, kan blive berørt i forbindelse med anlægsarbejder eller via ændringer i lokalklimaet. Nye levesteder vil opstå langs med nye veje, som først og fremmest vil tilgodese generalister blandt dyr og planter.

I kuperede områder er det nødvendigt med store afgravninger eller dæmninger for at få placeret vejen hensigtsmæssigt i terrænet. Dette medfører et bredt vejtracé samt arbejdsbælte, og flere naturområder vil derfor svinde eller indskrænkes i areal.

4.3.10.3 Indskrænkning

Nogle levesteder berøres kun perifert af vejanlæg, men der sker en indskrænkning af arealet. En stor lokalitet kan som regel tilbyde mere stabile levevilkår for de vilde dyr og planter. Et levesteds naturkvalitet nedsættes betydeligt, når arealet formindskes. Desuden er risikoen stor for forurening og forstyrrelser af det tilbageværende naturområde.

4.3.10.4 Dræning i vådområder

Ofte er det nødvendigt at dræne midlertidigt i forbindelse med anlægsarbejde eller permanent, når vejen er anlagt. Det har konsekvenser for vådområder som vandløb, søer, moser, væld og enge. Dræning påvirker vådområdernes dyr og planter negativt. Hvis grundvandssænkningen varer mere end et par måneder, vil den typiske fugtigbunds-vegetation forsvinde, og tilgroningen med krat vil fremskyndes. Midlertidig vandstandssænkning i vækstsæsonen vil have irreversible virkninger.

4.3.10.5 Korridoreffekter

Vejanlæg, jernbaner, rabatter og grøfter kan fungere som nye spredningskorridorer i landskabet. Spredningen kan ske ved, at fx frø og smådyr transporteres med bilerne eller togene, eller ved at anlæggene fungerer som ledelinier for større dyrs bevægelser. Denne korridoreffekt kan være vigtig i områder, hvor anlæggenes kantvegetation står i kontrast til det omgivende landskab, fx i intensivt dyrkede områder.

4.3.10.6 Forstyrrelser og forurening

Veje påvirker den omgivende natur med forurenet vejvand, udstødningsgasser, vejsalt og en række andre kemiske stoffer, støj, lys, øget menneskelig aktivitet m.v. Forstyrrelserne for de vilde dyr og planter kan være betragtelige. Fx påvirkes yngleforholdene hos åbentlandsfugle som sanglærke negativt i op til én km fra motorvej.

På grund af forhøjede næringsstofmængder fra udstødning, dækafslid, glatførebekæmpelse mv. vil vegetationen langs veje ofte blive domineret af nogle få arter, især grove græsser, som er i stand til at udnytte næringsstofoverskuddet. Denne randeffekt kan spores op til 200 m fra stærkt trafikerede veje. Også saltning påvirker vegetationen langs vejene, hvilket nogle gange kan betyde forekomst af salttolerante arter som engelskgræs og standvejbred inde midt i landet.

I anlægsfasen vil der foregå megen kørsel og forstyrrelser i naturområder langs med linieføringen. Især overdrev på lette jorder med stort sandindhold og moser, væld og enge på våd bund vil være meget sårbare over for kørsel, som ødelægger vegetationen, giver erosionsproblemer og sammenpresser jordbunden - det sidste gælder især de våde jorder og lerjorder, som er følsomme over for traktose.

4.3.10.7 Fragmentering

Landskabet vil ved gennemskæring af nye vejanlæg blive delt op i mindre, isolerede fragmenter. Fragmenteringen medfører tab eller opsplitning af naturområder, hvorved mange dyre- og plantearters leverum og spredning begrænses. Isolation af populationer kan føre til deres uddøen (manglende udveksling af genetisk materiale med indavl til følge, større risiko for uddøen, når der er få individer mv.). Den økologiske struktur i landskabet svækkes, hvilket på længere sigt kan gøre det vanskeligt at opretholde artsrigdom og økologisk variation. Fragmentering anses i dag for at være en af de største trusler mod dyrelivet, (Salvig et al. 1997).

4.3.10.8 Olieforurening

Hvert år rammes danske kyster af olieforurening, (Jepsen. 2000). Det kan skyldes ulykker eller (ulovlig) tømning af olietanke på havet. Det er fatalt for fugle, som får bare en smule olie på sig. De seneste par år er der dræbt nogle tusind sortænder og edderfugle i Vadehavet på grund af olieforurening, (Jepsen. 2000). Det er uvist, hvorvidt det har betydning for bestandene. Edderfuglen er gået tilbage. Men olieforurening er kun en af mange faktorer, og det er uvist hvor stor en andel olieforurening udgør. Det enkelte skib kan godt undgå olieforurening - medmindre det forulykker. Der har været problemer med ulovlig tømning af olietanke på havet, hvor olien driver på land og generer især fuglelivet. Olieforurening fra godstransport er en mulighed, men vil under normale og lovlige forhold være af mindre betydning. Olieforurening af danske kyster sker typisk 1-2 gange om året.

4.3.10.9 Støj

Lyd bevæger sig hurtigt over meget store afstande i vand. Supertankere, olieboreplatforme og militæret bidrager kraftigt til støjforureningen i havet. Nogle hvaler bruger hørelsen til at finde føde, finde mager, passe deres unger og til at undgå fjender. Der er eksempler på, at hvaler ændrer retning og forlader deres traditionelle fødesøgningsområder på grund af støj. Endnu kendes ikke de fulde konsekvenser af denne støj.

4.3.10.10 Sammenfatning

4.3.10.10.1 Landjorden

Trafikanlæg inklusive tilhørende trafik medfører en lang række påvirkninger af dyre- og planteliv.

Et optimalt dyre- og planteliv opnås, når dyrenes levesteder bevares med gode muligheder for fouragering og udveksling af genmateriale fra et større område.

Trafikanlæg indvirker kraftigt på dyrene ved indskrænkning, ødelæggelser, ændringer - for eksempel dræning, forurening og adskillelse af levesteder. Hertil kommer trafikkens indvirkning ved trafikdrab, støj og forurening.

For lokale bestande af for eksempel padder kan anlæggelse af et trafikanlæg være fatalt. Enten fordi anlægget ødelægger vandhuller, eller fordi det forhindrer passage mellem flere vandhuller.

Trafikdrab er med til at forhindre passage mellem naturområder. For harer og odder anses trafikdrab for at bidrage væsentlig til regulering af bestandsstørrelse.

4.3.10.10.2 Vandmiljøet

Der kan være risiko for olieforurening fra godstransporten. Det skyldes især muligheden for grundstødning eller havari. Hertil kommer ulovlig tømning af olietanke på havet. Olieforurening af danske kyster sker 1-2 gange om året.

Skibe udsender støj, som kan genere havdyrene - især hvaler. Det er uvist, hvilken betydning det har.

Set med LCA-øjne er man metodemæssigt på bar bund her. Der vil i givet fald blive tale om en væsentlig indsats.

4.3.11 Kystpåvirkning

Transportens indvirkning på kysten sker via havneanlægs indvirkning, bølgers erodering af havbunden og kysten samt veje og jernbaners placering ud til kysten.

4.3.11.1 Havneanlæg

I en tidligere rapport er arealforbruget for havne opgjort til i alt 35 km2, hvilket svarer til ca. 3% af arealforbruget til transport. Samtidig er transportsektorens totale arealforbrug i forhold til Danmarks areal opgjort til ca. 3%, (COWIconsult. 1992). Havnene lægger altså beslag på ca. 0,1% af Danmarks areal.

Havneanlæg har betydning for kysten som forhindring af fri sandtransport. Der vil således blive aflejret sand på luvsiden af anlægget, mens sandet vil mangle på læsiden. Det kan lokalt have stor betydning. For de enkelte havne i de indre danske farvande er luvstrækkets længde mellem 0,1 og 1 km, mens læsiden er mellem 0,2 og 2 km, (Kystinspektoratet og Trafikministeriet. 2000). På Vestkysten er læ- og luvsiderne for hver havn længere, nemlig henholdsvis 0,8-3 km og 1-10 km.

Rapporten opgør den samlede strækning luvstræk for de indre danske farvande til 18,7 km og læsiden til 24 km, mens det for Vestkysten er henholdsvis 6,3 km og 31 km. Hvide Sande er topscorer med 3 km luvstræk og 10 km læside. I alt for Danmark er dermed ca. 80 km påvirket af kystanlæg, hvoraf langt det meste er havne, (Kystinspektoratet og Trafikministeriet. 2000). Det kan sammenholdes med Danmarks samlede kystlinie på 7.314 km (Danmarks Statistik. 1994). Dvs. ca. 1% af Danmarks kystlinie er påvirket af kystanlæg.

Men af de samlede 674 km kystværn på de indre kyster er under 2% forårsaget af læsideerosion, (Kystinspektoratet og Trafikministeriet. 2000). De øvrige kystværn er anlagt som værn mod bølgers generelle erodering af kysterne. Samtidig er hovedparten af de større byers havneanlæg beliggende i fjorde, hvor de ikke forårsager læsideerosion. Da hovedparten af godstransporten over vand foregår fra disse anlæg, vurderes godstransportens andel af læsideerosionen at være meget lille.

4.3.11.2 Bølger fra skibstrafikken

I forhold til vindgenererede bølger har bølger fra skibe kun mindre betydning. En storm kan udrette betydelig større skade end bølgerne fra skibstrafikken. Bølgerne fra en hurtigtgående færge ville måske have betydning, hvis den sejlede hurtigt ind gennem en fjord, ellers ikke (Jensen. 2000).

Det, der er afgørende for bølgernes påvirkning af kystlinien, er skibenes hastighed, afstanden fra skibets sejllinie, vanddybde og bundforhold - sand eller sten. Skibenes størrelse har mindre betydning (Kystinspektoratet. 1995). De store containerskibe, som tilmed sejler forholdsvis langsomt, har dermed kun mindre betydning.

Effekten af hurtiggående færger er blevet undersøgt af Søfartsstyrelsen (Danish Maritime Authority. 1997). Hurtigfærger har givet problemer med støj, brændstofforbrug, bølger, forstyrrelser på grund af hastigheden og fremdriftsmetoden (jetmotorer). Hurtigfærgernes pludselige bølger har øget sandsynligheden for ødelæggelser og grundstødning af mindre både. De indebærer også en sikkerhedsrisiko for folk på eller ved stranden. Bølgerne kan ændre balancen for sedimenttransport langs med kysten. De kan føre til øget erosion, og de kan forstyrre dyrelivet på lavt vand og på stranden, fx sæler og fugle. Bølgerne kan - fordi de virker i dybden - blotlægge arkæologiske områder, som herved vil forvitre. Alt dette har medført restriktioner på rutevalg og på hastigheden i nogle områder. Dette gælder især i lavvandede områder og i fuglereservater.

Men da de hurtigtgående færger næsten udelukkende anvendes til persontransport, er den miljømæssige betydning af bølger fra transporten af gods med skibe af mindre betydning.

4.3.11.3 Veje og jernbaners placering ud til kysten

Veje og jernbaners placering ud til kysten kan betyde, at kysten skal sikres specielt imod erodering. Til tider laves anlæg i vandet til vejen/banen i form af diger eller som kajlignende anlæg. Der er ingen opgørelse af hvor udbredt det er, og hvorvidt det skyldes godstransport.

4.3.11.4 Sammenfatning

Godstransportens indvirkning på danske kyster er lille.

Bølger fra godstransport har forsvindende betydning i forhold til vindgenererede bølger. Bølger fra hurtigfærger kunne have betydning, men hurtigfærger anvendes næsten udelukkende til persontransport.

Godstransportens har tillige en indirekte indvirkning på kyster via havneanlæg og via vejes og jernbaners placering ud til kysten. Ca. 1% af Danmarks kystlinie er påvirket af kystanlæg via anlæggenes forhindring af fri sandtransport. Når der ses bort fra transport af fisk, er godstransportens andel af denne kystpåvirkning forsvindende, idet hovedparten af godstransporten over vand forgår fra havne i fjorde, hvor der ikke er læsideerosion.

Det foreslås, at der i LCA-sammenhæng ikke arbejdes videre med godstransportens kystpåvirkning.

4.3.12 Indirekte emissioner og ressourcer

Indirekte emissioner kommer fra de transportaktiviteter, som ikke vedrører selve driften af transportmidler. Transport set som en systembetragtning af direkte transportdrift og relaterede indirekte aktiviteter blev forklaret i afsnit 4.1.2 sammen med arten og oprindelsen af de direkte og indirekte emissioner. Af afsnit 4.1.2.1 fremgår det, at de indirekte transportaktiviteter udgør ca. 30% af transportens samlede energiforbrug, eller knap halvdelen (3/7) af driftsfasens. Dette siger noget om den forventede størrelsesorden af emissionerne, som altså ikke er uvæsentlige.

Beregningerne i afsnit 4.1.2 viste, at fremstilling og bortskaffelse af lastbiler udgør ca. 3% af lastbiltransportens samlede energiforbrug. De 3% er indregnet undgået produktion af materialer ved recirkulering (Eriksson et al., 1995). (Maibach et al., 1995) når frem til ca. 4% hvor der ikke er taget hensyn til undgået produktion ved recirkulering. Der er altså tale om en lille andel, som nok også er repræsentativ for skibe og tog. For personbiler er andelen større og dermed mere følsom over for recirkulering. Stål recirkuleres meget effektivt, men der indgår en stadig større andel af aluminium og plast i konstruktionerne, som det er vigtigt også at sikre en effektiv recirkulering af. Sker dette, vil personbilers fremstilling, bortskaffelse og undgået produktion udgøre en andel, som nok kan blive mindre end de 7% beregnet i afsnit 4.1.2.

Emissionerne fra transportmidlernes produktion og bortskaffelse stammer overvejende fra forbrug af elektricitet og fyring med olie og naturgas og miljøbelastningen herfra er forventeligt mindre end for de direkte transportemissioner, hvilket fx faktorerne for energiprocesserne i Bilag B giver udtryk for. Af procesemissioner kan VOC fra lakering påkalde sig interesse. Lakeringsanlæg på bilfabrikker er i Europa pålagt strenge krav, og er i dag vandbaserede, så her er problemet næppe stort, men området bør måske undersøges for tog og især skibe.

Med hensyn til skibe udgør algedræbende bundmalinger et erkendt miljøproblem, som ikke må glemmes, men som i dag ikke håndteres i LCA. Det kan være et område for metodeudvikling (se afsnit 4.3.2.2). Problemet kommer dog til udtryk under skibenes drift snarere end ved dets fremstilling. Med de nævnte forbehold udgør fremstilling, bortskaffelse og undgået produktion for transportmidler en andel man kan udelade i oversigtsprægede LCA-studier, eller lave en grov opgørelse for ud fra eksisterende data (fx Miljøstyrelsen, 1999) i mere detaljerede studier.

4.3.12.2 Bygning af infrastruktur

Afsnit 4.1.2.1 viste, at bygning af infrastruktur (veje) udgør 8-16% af vejtransportens samlede energiforbrug. Idet der tages hensyn til slitagen af vejnettet, er andelen 16% for lastbiler. En lignende andel kan tilskrives godstogets infrastruktur, hvorimod infrastrukturen for skibe og fly har en væsentlig mindre procentandel (Maibach et al., 1995). Der er ikke taget hensyn til eventuel undgået produktion ved recirkulering i disse andele, og det kan selvfølgelig mindske andelen noget, da der er stigende krav om genanvendelse af nedrevne bygningskonstruktioner, vejanlæg etc., men det er typisk materialer med et meget lavt energiindhold, så som grus og sten, man undgår produktion af.

Energiforbruget til bygning af infrastruktur har altså en størrelsesorden, som man må forholde sig til, i al fald for landtransport. Det er ikke alle studier, som indregner infrastrukturen, og der savnes overordnede metodiske overvejelser og retningslinier for, om infrastruktur skal indregnes eller ej. Infrastrukturen kan være betydeligt mere interessant end her skitseret i samfundsmæssige studier, fx effekten af at bygge en bro og dermed flytte trafik fra sø til vej, og hvad det får af både positive og negative konsekvenser.

Man kan måske også argumentere, at bygning af infrastruktur er et samfundsanliggende, som skal foretages under alle omstændigheder. Samfundet skal overordnet sikre, at man får en fordeling mellem de forskellige transportmidler og en fornuftig udnyttelse af infrastrukturen, så den samlede miljøbelastning bliver mindst mulig, samtidig med at infrastrukturen opfylder krav til servicering af samfundet. Dette er en hel anden problematik end miljøvurdering af en konkret transportydelse, hvor fokus på infrastrukturen i værste fald kan føre til suboptimering.

Man kunne måske foreslå følgende retningslinier:

1. LCA for etablering af infrastruktur og dennes indvirkning på trafikmønsteret samt eventuelt andre indvirkninger inddrages i samfundsstudier af transporten
    
2. Etablering af infrastruktur indgår ikke i LCA-studier af konkrete transportydelser og transportkæder.

Casene i kapitel 5 er LCA af transportkæder, og her vil infrastrukturen ikke indgå ifølge retningslinie 2), men det understreges at en metodemæssig afklaring er påkrævet.

4.3.12.3 Produktion og distribution af brændstof og elektricitet

Ifølge (Eriksson et al., 1995) udgør energiforbruget til produktion og distribution af dieselolie 10–14% i forhold til brændværdien af den producerede dieselolie. Benzin ligger på 19–21%. Intervallerne er udtryk for raffineringsgraden af brændstofferne, således at krav om fx lavt svovl- og benzenindhold medfører øget energiforbrug ved raffineringen. Ifølge (Maibach et al., 1995) er energiforbruget til produktion og distribution af dieselolie 15% i forhold til den producerede mængde og 25% for benzin. Sidstnævnte tal er for Schweiz, som har skrappe krav med hensyn til svovlindholdet. (Frischknecht et al., 1996) har beregnet lignende størrelsesordener.

Alle studier viser samstemmende, at produktion og distribution af brændstof, den såkaldte precombustion, har en størrelsesorden i forhold til transportmidlernes drift, som ikke kan negligeres. Studierne viser også, at skærpede krav til specifikke miljøparametre i driftsfasen har en mærkbar omkostning på alle energiafledte miljøparametre ved brændslernes produktion.

I forhold til hvor relativt velundersøgt emissionerne fra transportmidlernes drift er, er emissionerne ved udvinding, produktion og distribution af brændstof ikke tilfredsstillende belyst, hvilket nok må tilskrives branchens lukkethed. Der har i tidens løb været foreslået en del data. Det grundigste studie er foretaget af (Frischknecht et al., 1996), men en stor del af oplysningerne er baseret på ældre tilgængelige litteraturreferencer, og desuden er studiet repræsentativt for Schweiz og EU som gennemsnit. En stor del af olien til Schweiz og EU importeres fra fx Mellemøsten, hvor fx VOC-emissionen fra olieudvinding er betydelig.

Når fx fotokemisk ozondannelse i bilag B kommer op med meget høje cifre for forbrænding af olie i forhold til fx forbrænding af kul skyldes det VOC fra olieudvinding i langt højere grad end den direkte VOC-emission fra forbrændingen. De bagvedliggende precombustiondata er her (Frischknecht et al., 1996). Nordsøproduktion giver ifølge norske oplysninger (Bakkane, 1994) væsentlig mindre VOC-emission, hvilket også indikeres af oplysningerne fra (Danmarks Miljøundersøgelser, 2000). Hvordan forholdene præcist er for den danske Nordsøproduktion er uvist, da Mærsk er meget tilbageholdende med oplysninger. DONG kan levere data, men kun for brændslernes distribution. Det må konkluderes, at der er et påtrængende behov for gode LCA-data som er repræsentative for dansk udvinding, produktion og distribution af olieprodukter.

Med hensyn til elektricitetsproduktion er valget af scenarie for elproduktionen væsentligt. Der findes to grundprincipper:

1. Lokal eller gennemsnitlig regional stedspecifik elproduktion
2. Marginal (eller mest følsom) elproduktion.

Lokale stedspecifikke elscenarier kan være misvisende. Tænk fx på et tog, som kører i Schweiz eller i Norge, hvor de har meget store mængder vandkraft. Umiddelbart kunne man tro, at eldrevet tog er en meget "ren" transportform i disse lande. Da vand til vandkraft er en begrænset ressource, betyder denne togdrift imidlertid, at Schweiz eller Norge hindres i at eksportere deres vandkraft eller tvinges til importere elektricitet fra andre lande, og så har man princippet på den marginale (eller mest følsomme) elproduktion. Det kan være kul, hvis Norge må købe elektricitet i Danmark til drift af deres tog.

Nogen taler for, at princippet for marginal, eller mest følsomme produktion, er det mest retvisende. Men princippet kan være kontroversielt, og det kan være vanskeligt at udpege den mest følsomme produktion. Metoder hertil er beskrevet i (Weidema et al., 1999). Alternativt, og mere "retfærdigt" end den lokal stedspecifikke elproduktion, kan man vælge en gennemsnitlig regional elproduktion, fx EU-gennemsnit, som er beregnet i (Frees & Weidema, 1998). Dette princip vil blive anvendt i casene.

4.3.12.4 Vedligeholdelse

Beregningerne i afsnit 4.1.2 viste, at fremstilling af dæk udgør ca. 2–4% af vejtransportens samlede energiforbrug (Eriksson et al., 1995). Andelen er synlig, men lille, og er antageligt blevet mindre med øget recirkulering af dæk. Brugte dæk udgør dog et væsentligt affaldsproblem, som ikke afspejles i energiforbruget, men skærpede krav til dækkenes genanvendelse har nedbragt dette problem betydeligt. Med forbehold for affaldsproblematikken er dækkene en faktor, man kan udelade i oversigtsprægede studier eller opgøres groft i mere detaljerede studier.

Servicering af transportmidler medfører udbytning af smøremidler og reservedele og udgør derfor en emissionsrisiko, hvis kasserede smøremidler og reservedele (bl.a. batterier og oliefiltre) ikke håndteres hensigtsmæssigt. VOC fra genoplakering er et muligt problem, da værkstedslakering ikke er pålagt samme strenge krav som bilfabrikkerne. Men overgang til vandbaseret lakering gør også dette problem mindre. Med disse forbehold vil man normalt kunne afgrænse sig fra service i LCA for transport.

4.3.13 Dødsfald og kvæstelser ved ulykker

Transport afstedkommer ulykker og dermed dødsfald og kvæstelser. Dette er ikke medtaget i denne rapport, da projektgruppen ikke har opfattet det som miljøproblemer i gængs forstand. Dødsfald og kvæstelser af godstransport-chauffører kan opfattes som arbejdsbetingede og dermed et arbejdsmiljø problem, der metodemæssigt kan håndteres af UMIP. Dødsulykker måles da pr. arbejdstime, hvor det måske er mere relevant at måle dem i forhold til transportarbejde ved transport.

Projektgruppen blev under projektets afsluttende seminar gjort bekendt med andre opfattelser af dødsfald etc., som viser at der er behov for en diskussion omkring afgrænsning af dette område i forhold til miljøvurderinger og LCA. Fx fandt man det besynderligt at opgøre dødsfald blandt dyr i forbindelse med transportens påvirkning af dyre- og planteliv, mens man ikke opgør tilsvarende direkte forårsagede dødsfald blandt mennesker. Der er imidlertid tradition for at måle den menneskeskabte påvirkning af dyre- og planteliv i forbindelse med miljøvurdering.

4.4 Sammenfatning

I tabel 4.20 er foretaget en sammenfatning af de beskrevne emissioner med hensyn til væsentlighed, metode og opdatering af data. Nogle emissioner har flere effekter, så tabellen skal ses som et bredt scan. Der er skelnet mellem, om der er udviklet generelle miljøvurderingsmetoder og LCA-miljøvurderings-metoder, idet LCA miljøvurdering rummer særlige problemstillinger omkring operationalitet og relation til specifik produkt/proces. Det er dog sådan, at LCA-vurderingsmetoder vil have de generelle metoder som udgangspunkt. Der er ligeledes skelnet mellem, om der i tilgængelig litteratur og databaser findes opdaterede data for transport, og om disse er opdateret i UMIP PC-værktøj, da der her var lovet en afklaring af behovet for opdatering i dette projekt.

Tabel 4.20
Sammenfatning med hensyn til væsentlighed, metode og opdatering af data. * ved UMIP betyder at data i nogen grad er opdateret i dette projekt.

Det fremgår, at der er et antal væsentlige emissioner/parametre, hvor der p.t. kun delvist er udviklet en tilfredsstillende generel metode. Ligeledes er der mange væsentlige emissioner/parametre, hvor der p.t. ikke eller kun delvist er udviklet, en tilfredsstillende LCA-metode. For nogle af emissionerne/-parametrene pågår der et metodeudviklingsarbejde, mens andre områder normalt ikke medtages og mangler metodeudvikling med hensyn til LCA. Med hensyn til LCA-data generelt mener projektgruppen, at der kan være behov for større præcision/detaljeringsgrad i angivelsen af visse sammensatte emissioner, såsom partikler og VOC, for at kunne behandle disse metodemæssigt fornuftigt, selvom der måske findes opdaterede oplysninger om totalmængden af disse emissioner. For UMIP PC-værktøjet er opdatering af data i alle tilfælde nødvendig. Der er foretaget en nødtørftig opdatering i dette projekt af hensyn til at kunne beregne nogle repræsentative resultater for de valgte casestudies.