L 170 - 2019-20 - Endeligt svar på spørgsmål 7: Spm. om de bagvedliggende beregninger for de miljømæssige og økonomiske konsekvenser af den foreslåede fremrykning af ikrafttrædelsesdatoen af trinkrav 2, til miljøministeren

Miljø- og Fødevareudvalget 2019-20
L 170
Offentligt

KORTLÆGNING AF LUFTFORURENINGENS

HELBREDS- OG MILJØEFFEKTER

I REGION HOVEDSTADEN

Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi

nr. 254

2018

AARHUS

UNIVERSITET

DCE – NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI

L 170 - 2019-20 - Endeligt svar på spørgsmål 7: Spm. om de bagvedliggende beregninger for de miljømæssige og økonomiske konsekvenser af den foreslåede fremrykning af ikrafttrædelsesdatoen af trinkrav 2, til miljøministeren

[Tom side]

KORTLÆGNING AF LUFTFORURENINGENS

HELBREDS- OG MILJØEFFEKTER

I REGION HOVEDSTADEN

Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi

nr. 254

2018

Steen Solvang Jensen

Jørgen Brandt

Jesper Heile Christensen

Camilla Geels

Matthias Ketzel

Marlene Schmidt Plejdrup

Ole-Kenneth Nielsen

Aarhus Universitet, Institut for Miljøvidenskab

AARHUS

UNIVERSITET

DCE – NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI

Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. xxx, 2017

Kortlægning af luftforureningens

helbreds- og miljøeffekter i

Region Hovedstaden

Steen Solvang Jensen, Jørgen Brandt, Jesper Heile Christensen, Camilla Geels,

Matthias Ketzel, Marlene Schmidt Plejdrup, Ole-Kenneth Nielsen

Aarhus Universitet, DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi

Datablad

Serietitel og nummer:

Titel:

Forfattere:

Institution:

Udgiver:

URL:

Udgivelsesår:

Redaktion afsluttet:

Faglig kommentering:

Kvalitetssikring:

Finansiel støtte:

Bedes citeret:

Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 254

Kortlægning af luftforureningens helbreds- og miljøeffekter i Region Hovedstaden

Steen Solvang Jensen, Jørgen Brandt, Jesper Heile Christensen, Camilla Geels,

Matthias Ketzel, Marlene Schmidt Plejdrup, Ole-Kenneth Nielsen

Institut for Miljøvidenskab (ENVS), Aarhus Universitet

Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi ©

http://dce.au.dk

Marts 2018

Camilla Geels, Institut for Miljøvidenskab

Vibeke Vestergaard Nielsen, DCE

Region Hovedstaden

Jensen, S.S., Brandt, J., Christensen, J.H., Geels, C., Ketzel, M., Plejdrup, M. S., Nielsen,

O.-K. (2018): Kortlægning af luftforureningens helbreds- og miljøeffekter i Region

Hovedstaden, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 127 s. - Videnskabelig

rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 254

http://dce2.au.dk/pub/SR254.pdf

Gengivelse tilladt med tydelig kildeangivelse

Sammenfatning:

Rapporten estimerer helbredseffekter og eksterne omkostninger relateret til

luftforurening i Region Hovedstaden ved hjælp af det integrerede modelsystem EVA

(Economic Valuation of Air pollution). EVA-systemet beregner helbredseffekter og

relaterede eksterne omkostninger baseret på informationer om forureningskilder og

deres placering, transport og spredning af luftforurening samt eksponering af

befolkningen, eksponering-respons sammenhænge mellem eksponering og

helbredseffekter samt værdisætning af helbredseffekterne, også kaldet eksterne

omkostninger relateret til helbredseffekter af luftforurening. Rapporten beskriver også

koncentrationsfordelingen af baggrundskoncentrationer og gadekoncentrationer, og

hvordan emissionskilderne bidrager til koncentrationer, samt hvor meget

emissionskilderne bidrager til helbredseffekterne og de eksterne omkostninger.

Endvidere beskrives miljøeffekter af ozon, deposition af kvælstof og svovl samt

tungmetaller.

Luftforurening, helbredseffekter, eksterne omkostninger, miljøeffekter, kildeopgørelse.

Majbritt Ulrich

Google Map

978-87-7156-304-7

2244-9981

127

Rapporten er tilgængelig i elektronisk format (pdf) som

http://dce2.au.dk/pub/SR254.pdf

Emneord:

Layout:

Foto forside:

ISBN:

ISSN (elektronisk):

Sideantal:

Internetversion:

Indhold

Indledning

Sammenfatning

2.1

2.2

2.3

2.4

Baggrund og formål

Undersøgelsen

Hovedkonklusioner

Usikkerheder

English Summary

3.1

3.2

3.3

3.4

Background and Purpose

The study

Main Findings

Uncertainties

EVA-systemet

4.1

4.2

4.3

4.4

Beskrivelse af EVA-systemet

Emissionsopgørelse og geografisk fordeling

Koncentration og befolkningseksponering

Helbredseffekter

Luftkvalitetsvurdering

5.1

5.2

5.3

5.4

5.5

5.6

5.7

5.8

Bidrag til luftforurening

Sammenligning mellem målinger og modelberegninger

i Luften på din vej

Fordeling af bybaggrundskoncentrationer i 2012

Indikative overskridelser af grænseværdien for NO

Geografisk fordeling af gadekoncentrationer af PM

2.5

Statistisk analyse af gadekoncentrationer

Udvikling på målestationerne

Sammenligning med WHO retningslinjer

Kildeopgørelse

6.1

6.2

6.3

6.4

Emissionsopgørelse

Kildebidrag fra Region Hovedstaden til Region

Hovedstaden

Kildeopgørelse for gadekoncentration for 98 gader i

København i 2014

Detaljeret kildeopgørelse for Jagtvej

Helbredseffekter

7.1

7.2

Helbredseffekter i Region Hovedstaden fra alle kilder

Helbredseffekter i Region Hovedstaden fordelt på lokale

kilder fra Region Hovedstaden

Eksterne omkostninger

8.1

8.2

Totale eksterne omkostninger i Region Hovedstaden

Totale eksterne omkostninger fra lokale emissionskilder i

Region Hovedstaden

8.3

Eksterne omkostninger fra lokale emissionskilder i

Region Hovedstaden

102

105

107

109

110

111

112

115

120

Miljøeffekter af luftforurening

9.1

9.2

9.3

9.4

Kvælstofdeposition

Svovldeposition

Ozoneksponeringen af afgrøder

Tungmetaller

10 Diskussion af usikkerheder

10.1

10.2

10.3

10.4

Hovedelementerne i impact-pathway metoden

De enkelte emissionskilder i Region Hovedstaden

Farlighed af partikler

Geografisk opløsning og betydning af lokale kilder

Referencer

Bilag 1 Koncentrationsfordeling i modelområdet i 2015 og 2025

Indledning

Rapporten beskriver en kortlægning af luftforureningens helbreds- og

miljøeffekter i Region Hovedstaden (ekskl. Bornholm).

Helbredseffekter og eksterne omkostninger relateret til luftforurening i

Region Hovedstaden beregnes ved hjælp af det integrerede modelsystem

EVA (Economic Valuation of Air pollution), som også benyttes til en

kildeopgørelse, hvor luftforureningen belyses.

Kapitel 2 og 3 er hhv. den danske og engelske sammenfatning. Kapitel 4 be-

skriver EVA-systemet og tilhørende inputdata. I kapitel 5 udføres en luftkva-

litetsvurdering for Region Hovedstaden med geografisk beskrivelse af luft-

kvaliteten. Kapital 6 indeholder en kildeopgørelse, som beskriver emissionen

fordelt på kilder, samt kildernes bidrag til luftkvaliteten. Kapital 7 og 8 opgør

hhv. helbredseffekter og tilhørende eksterne omkostninger af luftforurenin-

gen, og hvor meget de forskellige emissionskilder bidrager hertil. Kapitel 9

beskriver miljøeffekter af luftforureningen, og kapitel 10 diskuterer usikker-

heder på resultaterne.

Målgruppen for rapporten er teknikere, planlæggere og sagsbehandlere i Re-

gion Hovedstaden, Miljøstyrelsen og rådgivere inden for området, men også

den interesserede borger og interesseorganisationer inden for miljø.

Projektet er ledet af COWI, som står for støjdelen i projektet, mens DCE står

for luftdelen. Første dele af projektet er kortlægning af støj og luftforurening

i Region Hovedstaden, hvoraf luftdelen afrapporteres i nærværende rapport.

Anden del af projektet er analyse af virkemidler til reduktion af luftforurening

og støj.

Projektet har været fulgt af en referencegruppe bestående af følgende perso-

ner:

Marie Ridley Pryn, Region Hovedstaden

Kåre Albrechtsen, Region Hovedstaden

Jakob Villien, Region Hovedstaden

Faris Salim, Københavns Kommune

Kirstine Hjorth Lorenzen, Gate21

Gro Iversen, Miljøstyrelsen

Zorana Andersen, Københavns Universitet

Mette Sørensen, Kræftens Bekæmpelse

Torben Holm Petersen, Delta/FORCE

Kåre Press, Det Økologiske Råd

Jørgen Magner, Dansk Miljøteknologi

Claus W. Nielsen, COWI

Mette Quaade, COWI

Jens Erik B. Jensen, COWI

Lars Grue, COWI

Steen Solvang Jensen, DCE

Jørgen Brandt, DCE

2.1

Sammenfatning

Baggrund og formål

Luftforurening har signifikante negative effekter på menneskers helbred og

velbefindende, og dette har væsentlige samfundsøkonomiske konsekvenser,

ligesom luftforureningen har negative effekter for miljøet.

Denne rapport søger at svare på følgende spørgsmål:

Hvordan er luftkvaliteten i Region Hovedstaden i dag og i fremtiden?

Hvordan er luftkvaliteten i forhold til gældende grænseværdier for luftkvali-

tet samt WHO’s retningslinjer for luftkvalitet?

Hvilke kilder bidrager til luftkvaliteten, og hvor meget stammer fra Region

Hovedstaden og uden for regionen?

Hvad er helbredseffekterne af luftforureningen og de tilhørende samfunds-

mæssige omkostninger?

Hvad er miljøeffekterne af luftforureningen?

Hovedformålet er at kortlægge helbreds- og miljøeffekter i Region

Hovedstaden i 2014 og 2025. Dette gøres gennem en række aktiviteter:

•

En luftkvalitetsvurdering, som beskriver koncentrationsfordelingen

af baggrunds- og gadekoncentrationer, samt sammenholde dette med

gældende grænseværdier for luftkvalitet samt WHO’s retningslinjer

for luftkvalitet.

En kildeopgørelse som beskriver totale emissioner og deres fordeling

på kilder, og hvordan de er fordelt geografisk. Endvidere redegøres

for kildebidragene til bybaggrundskoncentrationen, hvorved der ska-

bes et overblik over, hvor meget de forskellige emissionskilder bidra-

ger til koncentrationen for de forskellige stoffer. Der redegøres også

for kildebidragene for 98 gader i København.

Estimering af helbredseffekter og eksterne omkostninger relateret til

luftforurening i Region Hovedstaden. De eksterne omkostninger er

de samfundsmæssige omkostninger.

Beskrivelse af miljøeffekter af ozon, deposition af kvælstof og svovl

samt niveauer af tungmetaller, og sammenholde dette med

tålegrænser og grænseværdier.

•

2.2

Undersøgelsen

Luftkvalitetsvurdering

Undersøgelsen er indledt med en luftkvalitetsvurdering, som beskriver den

geografiske fordeling af baggrundskoncentrationer med en opløsning på

1 km x 1 km samt gadekoncentrationer på adresseniveau i Region Hovedsta-

den. Denne beskrivelse er baseret på data fra et nationalt datasæt, som hedder

Luften på din vej (http://luftenpaadinvej.au.dk). Datasættet indeholder

ud-

valgte helbredsrelaterede luftforurenende stoffer med modelberegnede års-

middelkoncentrationer i 2012 for tre stoffer, NO

(kvælstofdioxid) og massen

af luftbårne partikler angivet ved PM

og PM

2.5

, som er den samlede masse

af partikler med en diameter under 10 og 2,5 mikrometer.

Endvidere opsum-

meres resultater af målinger fra målestationer i Region Hovedstaden, og sam-

menlignes med gældende grænseværdier for luftkvalitet samt WHO’s ret-

ningslinjer for luftkvalitet.

Kildeopgørelse

Der er gennemført en kildeopgørelse for Region Hovedstaden. Den indehol-

der en emissionsopgørelse, hvor totale emissioner og deres fordeling på kil-

detyper vises, samt hvordan de er fordelt geografisk. Endvidere redegøres for

kildebidragene til bybaggrundskoncentrationen, hvorved der skabes et over-

blik over, hvor meget de forskellige emissionskilder bidrager til koncentrati-

onen for de forskellige stoffer. Der redegøres også for kildebidragene for 98

gader i København.

Helbredseffekter og relaterede eksterne omkostninger

Helbredseffekter og relaterede eksterne omkostninger er beregnet for den to-

tale luftforurening i Region Hovedstaden. I den totale luftforurening indgår

kilder fra Region Hovedstaden, alle øvrige kilder i Danmark og udlandet.

Dette giver et billede af, hvad al luftforurening betyder helbredsmæssigt, uan-

set om det er lokale kilder eller øvrige kilder.

Endvidere er beregninger gennemført for hver hovedkildetype i Region Ho-

vedstaden, således at det er muligt at opgøre bidraget fra de enkelte kilder,

som Region Hovedstaden i princippet har mulighed for at regulere. Kildety-

perne er de emissionssektorer, som indgår i den nationale emissionsopgø-

relse.

Beregningerne er gennemført med det integrerede modelsystem EVA (Econo-

mic Valuation of Air Pollution (Brandt et al., 2011a,b; 2013a,b), som er baseret

på den såkaldte ”impact-pathway” metode. EVA-systemet beregner hel-

bredseffekter og relaterede eksterne omkostninger baseret på informationer

om forureningskilder og deres placering, spredning af luftforurening samt ek-

sponering af befolkningen, dosis-respons sammenhænge mellem ekspone-

ring og helbredseffekter samt værdisætning af helbredseffekterne. Denne

værdisætning kaldes også de eksterne omkostninger relateret til helbredsef-

fekter fra luftforurening.

Beregningerne af luftkvaliteten er baseret på den regionale luftforurenings-

model DEHM og bybaggrundsmodellen UBM, sådan at beregninger kan ud-

føres på 1 km x 1 km opløsning i bybaggrunden for Region Hovedstaden. By-

baggrundsforureningen er den generelle luftforureningen i byen, og afspejler

koncentrationen, som man vil opleve den i en park, en baggård eller på taget

af bygninger. Bybaggrundskoncentrationer afskiller sig således fra gadekon-

centrationer, som repræsenterer koncentrationerne i 2 meters højde ved hus-

facaden. Gadekoncentrationerne er bestemt af bybaggrundskoncentrationen

plus bidraget fra trafikken i den konkrete gade samt bygningernes indflydelse

på spredningsforholdene. Bidraget fra trafikken i gader er beregnet med ga-

deluftkvalitetsmodellen OSPM.

Beregningsåret er 2014, som er det seneste år, hvor der findes opdaterede

emissioner for Danmark på 1 km x 1 km opløsning. Endvidere er der lavet

beregninger for 2025 baseret på den forventede emissionsudvikling.

I EVA-systemet indgår befolkningsdata med en geografisk opløsning på 1 km

x 1 km. Der er fremskaffet et nyt datasæt baseret på CPR fra 2017, som er

fremskrevet til 2025 ud fra oplysninger fra Danmarks Statistik for de alders-

grupper, som indgår i EVA-systemet.

Miljøeffekter

Mulige miljøeffekter relateret til luftforurening i Region Hovedstaden beskri-

ves indirekte. Der fokuseres på eutrofiering som følge af kvælstofdeposition;

forsuring som følge af især svovldeposition; afgrødetab, som følge af ozon

eksponering; samt bioakkumulering af og effekter af tungmetaller. Deposi-

tion og niveauer sammenholdes med tålegrænser og grænseværdier.

2.3

Hovedkonklusioner

Luftkvalitetsvurdering for modellerede bybaggrundskoncentrationer

For bybaggrundskoncentrationer af NO

har Region Hovedstaden relativt

høje koncentrationer og i store sammenhængende områder sammenlignet

med bybaggrundskoncentrationer i de andre større byer i Danmark. De høje-

ste koncentrationer er i København, men hele Storkøbenhavn har relativt høje

koncentrationer. De store transportkorridorer har også forhøjede koncentra-

tioner.

Lokale kilder som vejtrafik udgør en væsentlig kilde til NO

, og det regionale

bidrag er beskedent, og stammer fra langtransporteret luftforurening fra kilde

r i Danmark og udlandet. Skibstrafikkens i Øresund giver også et bidrag.

Region Hovedstaden ligger i et område med nogle af de højeste bybaggrunds-

koncentrationer af PM

2.5

. PM

2.5

er domineret af langtransport med en tydelig

gradient op gennem landet fra syd til nord pga. kilder syd for Danmark, men

lokale kilder spiller også en rolle.

For bybaggrundskoncentrationer af PM

ligger Region Hovedstaden i et mel-

lemområde i forhold til Danmark som helhed. PM

2.5

er indeholdt i PM

, men

der er også et væsentligt bidrag fra havsalt fra havsprøjt, som er tydeligt på

nordkysten af Region Hovedstaden.

Modelberegningerne for 2025 viser en reduktion i koncentrationerne fra 2014

til 2025. Bybaggrundskoncentrationen som middel over Region Hovedstaden

forventes at falde 27% for NO

, 13% for PM

2.5

og 17% for PM

pga. forventede

emissionsreduktioner i Europa som følge af bl.a. EU’s regulering af de natio-

nale emissionslofter frem mod 2030 (NEC direktivet).

Ozonkoncentrationen forventes at stige med omkring 4%. Ozonkoncentratio-

nen i Danmark stiger som følge af reduktion af NO

emissionerne i Danmark,

da der dermed er mindre NO til at omdanne ozon til NO

Luftkvalitetsvurdering for modellerede gadekoncentrationer

Grænseværdien for årsmiddelkoncentrationerne er 40 µg/m

for NO

Bereg-

ningerne udført som del af Luften på din vej kan give et fingerpeg om græn-

seværdierne er overskredet. Derfor kaldes beregnede overskridelse for

indika-

tive

overskridelser. Den officielle udmelding om overskridelser af grænsevær-

dier foretages dog i forbindelse med den årlige rapportering under luftover-

vågningsprogrammet, som er baseret på målinger fra de danske målestatio-

ner (Ellermann et al., 2016).

Som det fremgår af sammenligningen mellem modelresultater og målinger,

er der en vis usikkerhed på modelresultaterne (se

Tabel 5.1

i rapporten). Der-

for vil der også være betydelig usikkerhed på antallet af overskridelser. Langt

hovedparten af alle beregnede indikative overskridelser for NO

i Danmark

er i Region Hovedstaden, og disse ligger i København og omegn. Der er i alt

1.066 overskridelser i regionen. Da der er 454.259 adresser i regionen har 0,2%

af adresserne beregnede indikative overskridelser af NO

grænseværdien.

Af de 1.066 overskridelser i København og omegn er der 88 steder, som over-

skrider 50 µg/m

, som kun forekommer i København, og 6 af disse, som over-

skrider 60 µg/m

. De højeste koncentrationer forekommer typisk ved meget

trafik og lave rejsehastigheder samt gadeslugter (lastbilprocent er antaget ens

for alle bygader).

I det nationale overvågningsprogram for luftkvalitet gennemføres hvert år

luftkvalitetsberegninger for 98 udvalgte gader i København baseret på bedst

tilgængelige trafikdata i form af trafiktællinger. Siden 2012 har der været en

faldende tendens i antallet af overskridelser af NO

-grænseværdien fra 19 til

9 i 2015 (Ellermann et al., 2016).

Der er ikke beregnet overskridelser af grænseværdierne for PM

2.5

og PM

Luftkvalitetsvurdering ud fra måleprogram

I overvågningsprogrammet følges udviklingen i luftkvaliteten på en række

permanente målestationer. I Region Hovedstaden er der følgende målestatio-

ner: to gadestationer ved hhv. H.C. Andersens Boulevard og Jagtvej i Køben-

havn, en bybaggrundsstation på taget af H.C. Ørsted Instituttet i København,

en bybaggrund/forstadsstation i Hvidovre, samt en regional baggrundssta-

tion i Lille Valby-Risø.

Miljøstyrelsen har ansvaret for at grænseværdierne overholdes. Såfremt

grænseværdierne overskrides, skal der udarbejdes en luftkvalitetsplan, som

anviser, hvordan og hvornår overskridelsen bringes til ophør.

Der er en faldende tendens i NO

-koncentrationerne for både gade-, bybag-

grund- og regionalstationerne fra 2012 og frem. Den faldende tendens skyldes

for gadestationer især den løbende udskiftning af bilparken, som resulterer i

lavere NO

-emissioner. Lavere danske og udenlandske emissioner bidrager

også til den faldende tendens for de regionale baggrundsstationer. Det er kun

målingerne på H.C. Andersens Boulevard, der overskrider grænseværdien på

40 µg/m

Der er også en faldende tendens i PM

2.5

og PM

koncentrationerne, og græn-

seværdierne er ikke overskredet. Grænseværdien for PM

2.5

er 25 µg/m

og 40

µg/m

for PM

begge som årsmiddelværdi.

Antallet af partikler måles også på udvalgte stationer, selvom der ikke er en

grænseværdi for antallet af partikler. Når man tæller partikler, får man et mål

for ultrafine partikler (PM

0.1

- dvs. partikler med en diameter under 0,1 mi-

krometer). Der er en faldende tendens i koncentrationerne for både gade-, by-

baggrund- og regionalstationerne. Koncentrationerne er omkring halveret

over måleperioden for gade- og bybaggrundskoncentrationen fra 2002 til

2015. Den faldende tendens skyldes for gadestationerne især den løbende ud-

skiftning af bilparken, hvorved flere køretøjer fx får partikelfilter. Introduk-

tion af miljøzoner i 2008 for tunge køretøjer har også bidraget.

Sammenligning med grænseværdier og WHO retningslinjer

EU’s grænseværdier er gældende lovgivning i Danmark via implementering

i danske bekendtgørelser. Verdenssundhedsorganisation (WHO) har fremsat

nogle retningslinjer for luftkvalitet (air quality guidelines). Disse retningslin-

jer er ikke juridisk bindende. WHO’s retningslinjer er halvdelen af EU’s græn-

seværdier for PM

2.5

(dvs. 10 µg/m

) og PM

(dvs. 20 µg/m

), mens de er ens

for NO

(40 µg/m

I forhold til WHO’s retningslinjer for PM

2.5

ses, at retningslinjerne er overskre-

det i gadeniveau, tangeret i bybaggrund men ikke overskredet i landområder.

Ved at reducere emissionen af PM

2.5

fra trafikken ville det derfor være muligt

at overholde WHO’s retningslinjer for PM

2.5

. Partikeludledningen fra udstød-

ningsrøret kan reduceres teknologisk, men reduktion af ikke-udstødning

(vejslid, dækslid og bremseslid) kan først og fremmest ændres ved mindre

trafik.

WHO’s retningslinjer for PM

er kun overskredet i gaderne. Også her ville en

reduktion af emissionen af PM

i gaderne muliggøre overholdelse af WHO’s

retningslinjer for PM

. Mht. reduktion af partikeludledningen fra udstød-

ningsrøret og ikke-udstødning gælder det samme som for PM

2.5

Målte værdier overskrider også WHO’s retningslinjer for NO

på H.C. Ander-

sens Boulevard. Reduktion af NO

fra trafikken ville muliggøre overholdelse

af WHO’s retningslinjer for NO

Emissionsopgørelse

For NO

-emissionen er den største kilde vejtransport, mens det for partikler

er brændeovne og pillefyr mv. Dette gælder i både 2014 og 2025. Dette er ba-

seret på den nationale emissionsopgørelse, som er fordelt på 1 km x 1 km. De

totale emissioner forventes at blive reduceret for NO

, PM

og PM

2.5

med hhv.

33%, 12% og 18%.

Den internationale søfart inden for 25 km af regionen er en betydelig kilde, da

den for NO

-emissionen er omkring 2/3 af alle NO

-emissionerne i Region

Hovedstaden i 2014, og samme størrelsesorden i 2025. For partikler udgør ka-

tegorien International søfart derimod en mindre del i forhold til emissionerne

i Region Hovedstaden i både 2014 og 2025. Kildebidraget til bybaggrunds-

koncentrationen er imidlertid ikke tilsvarende stort pga. den dominerende

sydvestlige vindretning, som blæser forureningen væk fra regionen, og pga.

afstanden fra skibsruterne til landområderne. For den internationale skibstra-

fik forventes NO

-emissionerne at stige lidt (2%), mens både PM

og PM

2.5

forventes at falde med 31% fra 2014 til 2025.

Kildebidrag til bybaggrundskoncentrationen

Kildebidraget er koncentrationsbidraget fra emissionskilder i Region Hoved-

staden til gennemsnitskoncentrationen af bybaggrundsforureningen over Re-

gion Hovedstaden. Det er altså hvor mange mikrogram pr. kubikmeter, de

enkelte emissionskilder bidrager med.

Samlet set for NO

bidrager alle kilder i Region Hovedstaden med 37% og

nabokommuner med 6%. Dvs. lokale kilder bidrager med omkring 43%, mens

den anden halvdel er det regionale bidrag og international søfart indenfor 25

km.

De to største lokale emissionskilder i Region Hovedstaden er vejtransport og

brændeovne. Hvis vi alene ser på den procentvise fordeling af de lokale emis-

sionskilder inden for Region Hovedstaden, så bidrager vejtransport med om-

kring 59% for NO

samt 19% og 17% for hhv. PM

og PM

2.5

. Tilsvarende bi-

drager brændeovne med omkring 4% for NO

og 49% og 63% for hhv. PM

og PM

2.5

. Vejtransport bidrager således mest til NO

og brændeovne mest til

partikler.

Bybaggrundsforureningen af PM

og PM

2.5

er domineret af det regionale kon-

centrationsbidrag. Det regionale bidrag er bestemt af kilder i hele Danmark

og Europa. Hvis vi ser på de bidrag, der blæser

ind over

den ydre regions-

grænse af Region Hovedstaden, vil det omfatte det modellerede DEHM bi-

drag, nabokommuner og international søfart indenfor 25 km. Sammenlagt ud-

gør disse bidrag omkring 90% af PM

og 91% af PM

2.5

af bybaggrundsforure-

ningen i Region Hovedstaden. Omvendt er hhv. 10% og 9% fra emissionskil-

der i Region Hovedstaden.

Brændeovne er den største lokale bidragsyder til partikelforurening med 0,7

µg/m

svarende til hhv. 5% og 6% af bybaggrundskoncentrationen for PM

og PM

2.5

Vejtransport er den anden største lokale bidragsyder til partikelforurening

med 0,25 µg/m

og 0,18 µg/m

svarende til hhv. 1,8% og 1,6% af bybag-

grundskoncentrationen for PM

og PM

2.5

Beregningerne for 2025 viser, at med den forventede udvikling i emissioner

vil vejtransportens andel til kildebidragene falde for NO

, og der er også en

mindre reduktion for PM

og PM

2.5

. Det procentvise bidrag for brændeovne

i 2014 og 2025 ændrer sig ikke meget.

Kildebidrag til gadekoncentrationer

Der er gennemført beregninger af kildebidrag til NO

-koncentrationen fordelt

på køretøjskategorier for 98 gader i København i 2014 - dvs. samme gader,

som indgår i den nationale overvågning af luftkvalitet. For hver gade er be-

regnet gadekoncentrationen, som består af et bidrag fra regional baggrund

(beregnet med DEHM), et bidrag fra byens emissioner (beregnet med UBM)

og et bidrag fra trafikemission i de pågældende gader (beregnet med OSPM).

Det koncentrationsbidrag som trafikken i en gade giver anledning kaldes ga-

debidraget, dvs. gadekoncentrationen minus bybaggrundskoncentrationen.

Størrelsen af gadebidraget afhænger primært af årsdøgntrafikken, men også

af køretøjsfordelingen, rejsehastigheden og gadegeometrien. Den gennem-

snitlige køretøjsfordeling for de 98 gader er 80% personbiler, 15% varebiler,

og 5% lastbiler og busser. Da køretøjsfordelingen er forskellig fra gade til gade

vil der også være forskelle i kildefordelingen fra gade til gade.

Hvis vi betragter gadebidraget er det generelle billede for NO

, at personbiler

bidrager mest. Herefter bidrager hver af køretøjskategorierne: varebil, lastbil

og bus med omtrent lige meget, men det svinger fra gade til gade afhængig af

køretøjsfordelingen for især den tunge trafik. I gennemsnit bidrager person-

biler 48% af gadebidraget, varebiler med 20%, lastbiler med 15% og busser

med 17%. Den tunge trafik (lastbiler og busser) bidrager således med omkring

33%. På trods af at lastbiler og busser kun udgør 5% af trafikken bidrager de

relativt meget, da emissionsfaktorerne for lastbiler og busser er omkring 10

gange højre end for person- og varebiler.

Bidraget fra busser er faldet siden 2014 med eftermontering af SCRT (kombi-

neret NO

-katalysator og partikelfilter) på omkring 300 bybusser i København

(Jensen et al., 2016).

For Jagtvej ved målestationen blev der gennemført en detaljeret opgørelse af

trafikkens bidrag til PM

og PM

2.5

underopdelt på udstødning og ikke-ud-

stødning. Ikke-udstødning omfatter mekanisk dannede partikler fra vejslid,

dækslid, bremseslid samt ophvirvling heraf. Ikke-udstødningsdelen udgør

langt den største del af partikelmassen fra trafikken. For PM

udgør udstød-

ning omkring 21% og ikke-udstødning omkring 79%. For PM

2.5

er det hhv.

omkring 38% og 63%. Hvis eksempelvis al udstødning kunne fjernes (fx ved

100% elbiler) ville dette fjerne al udstødning, men ikke-udstødningsdelen må

formodes at være den samme.

For tidlige dødsfald og sygelighed

Det totale årlige antal tilfælde af for tidlige dødsfald i 2014 er omkring 1.150 i

Region Hovedstaden på baggrund af udendørs luftforureningsniveauer base-

ret på både danske og udenlandske emissionskilder. Dette kan forventes at

falde med omkring 4% til omkring 1.010 i 2025, som en kombination af lavere

2.5

-koncentrationer, som kompenserer for lidt højere ozonkoncentrationer

og en større og ældre befolkning.

For tidlige dødsfald skyldes næsten udelukkende dødsfald forårsaget af lang-

tidspåvirkning af partikelforurening. En mindre del af dødsfaldene skyldes

kortere tidsperioder med forhøjede koncentrationer (episoder) af primært

ozon.

Skadevirkningerne af langtidspåvirkning af partikelforurening ophobes gen-

nem hele livet fra fødsel til død hos alle, der er udsat for den. Langtidspåvirk-

ningen kan være med til at fremkalde hjertekarsygdomme og luftvejslidelser.

Derfor ses dødsfaldene især hos personer, der har været udsat i mange år,

dvs. hos ældre og personer der er særligt følsomme pga. forud bestående syg-

domme. Spædbørn er også særligt følsomme, men dødsfald blandt spædbørn

udgør en meget lille del.

Antallet af for tidlige dødsfald er en beregnet indikator ud fra antallet af

tabte leveår. Et for tidligt dødsfald svarer til 10,6 tabte leveår.

Der mange flere tilfælde af sygelighed end der er af for tidlige dødsfald. I be-

regningerne gælder det kronisk bronkitis og gener for børn og voksne med

astma (brug af bronkodilatator, hoste, og luftvejssymptomer), hospitalsind-

læggelser i forbindelse med luftvejslidelser og blodprop i hjernen, tilfælde af

hjertesvigt, lungekræft, samt mange med nedsat aktivitet (sygedage). Også

andre sygdomme påvirkes af luftforureningen, men er ikke medtaget i bereg-

ningerne, fordi der endnu er for stor usikkerhed om hvilke sygdomme, og det

præcise omfang af disse sygdomme.

Beregninger for hele Danmark viser, at bidraget fra udlandet til Danmark af

for tidlige dødsfald udgør omkring 75% af det samlede antal tilfælde i Dan-

mark, mens bidraget fra danske emissioner bidrager 25%.

Bidrag fra danske emissioner til antallet af for tidlige dødsfald i Europa (ekskl.

Danmark) anslås til omkring 2.280 tilfælde pr. år i 2016. "Import" af luftforu-

rening (2.730) relateret til helbredsvirkninger er lidt større end "eksport"

(2.280). Danske emissioner forårsager knap tre gange så mange for tidlige

dødsfald i udlandet som i Danmark (Ellermann et al., 2017).

Der vil også være et bidrag fra indendørs luftforurening fra indendørs kilder.

Verdenssundhedsorganisationen WHO har for højindkomstlande i Europa

skønnet dette til 3 for tidlige dødsfald pr. 100,000 indbyggere (WHO, 2014),

dvs. omkring 171 for Danmark.

Da befolkningstallet i Region Hovedstanden udgør 31,1% af hele landet vil

det være omkring 53 i Region Hovedstanden. Dette er omkring 4% af de totale

for tidlige dødsfald som følge af udendørs og indendørs luftforurening.

Selvom gældende grænseværdier for partikler og ozon ikke er overskredet, er

der stadigvæk en betydelig helbredsbyrde, da der også er helbredseffekter

under grænseværdierne, som det fremgår af ovenstående.

Helbredseffekter i Region Hovedstaden fordelt på lokale emissionskilder

Det er undersøgt, hvor meget de lokale emissionskilder i Region Hovedsta-

den bidrager til helbredseffekterne i Region Hovedstaden. Formålet med

disse beregninger er at kvantificere, hvor meget de lokale emissionskilder i

Region Hovedstaden betyder for helbredseffekterne i Region Hovedstaden.

Der er 122 for tidlige dødsfald, som kan tilskrives emissionskilder i Region

Hovedstaden i 2014, og 105 i 2025. Sættes dette i forhold til det totale antal for

tidlige dødsfald pga. al luftforurening fra danske og udenlandske kilder bi-

drager kilder i Region Hovedstaden til omkring 11% af alle for tidlige døds-

fald i 2014 (122/1150) og omkring 10% (105/1010) i 2025. Dette betyder også,

at omkring 90% af alle for tidlige dødsfald i Region Hovedstaden skyldes

emissioner uden for Region Hovedstaden.

De to største lokale kilder til for tidlige dødsfald er brændeovne (77 i 2014 og

67 i 2025) og vejtransport (23 i 2014 og 18 i 2025).

Da danske emissioner forårsager knap tre gange så mange antal for tidlige

dødsfald i udlandet som i Danmark, kan det også forventes at de lokale emis-

sionskilder i Region Hovedstaden bidrager med flere for tidlige dødsfald

uden for Region Hovedstaden, end de gør inden for Region Hovedstaden.

Eksterne omkostninger pga. al luftforurening

De totale eksterne omkostninger i Region Hovedstaden pga. al luftforurening

fra både danske og udenlandske emissionskilder er omkring 9,5 milliarder kr.

i 2014, som falder til 8,2 milliarder i 2025.

De eksterne omkostninger skyldes næsten udelukkende partikler, som her

omfatter primært emitterede partikler, sekundært dannede uorganiske par-

tikler (nitrat, sulfat, ammonium), sekundært dannede organiske partikler

(SOA) og havsalt. For at modelberegningerne skal passe med målingerne, er

der på baggrund af målingerne tilføjet et bidrag for ”ukendt masse”, som for-

modes bl.a. at være vand bundet til partiklerne. De eksterne omkostninger

relateret til partikler er 8,4 mia. kr. i 2014 og 7,4 mia. kr. i 2025.

De eksterne omkostninger relateret til ozon er omkring 0,8 mia. kr. i Region

Hovedstaden i 2014 og omkring 0,9 mia. kr. i 2025. Ozon er ikke direkte emit-

teret men dannes i atmosfæren ud fra emissioner af NO

, kulbrinter og CO.

Ozon er helbredsskadeligt, og er derfor også forbundet med ekstern omkost-

ning. De eksterne omkostninger stiger fra 2014 til 2025, da ozonkoncentratio-

nerne stiger som følge af lavere NO

-emission.

Bidrag fra CO til de eksterne omkostninger er helt ubetydelige i forhold til de

andre stoffer med omkring 0,0031 mia. kr. i Region Hovedstaden i 2014 og

0,0029 mia. kr. i 2025.

Hovedparten af de eksterne omkostninger skyldes for tidlige dødsfald, da

værdisætningen for disse er relativt høj i forhold fx til sygelighed og syge-

dage.

Eksterne omkostninger af lokale emissionskilder

De totale eksterne omkostninger i Region Hovedstaden er 0,85 mia. kr. i 2014

og 0,74 mia. kr. i 2025 pga. lokale emissionskilder i Region Hovedstaden. De

totale omkostninger er knyttet til helbredseffekter af ozon og PM

2.5

. Bidraget

for ozon er negativt, da lokale NO

-emissioner reducerer ozonkoncentratio-

nen, og de samlede omkostninger er domineret af PM

2.5

De lokale emissioner i Region Hovedstaden bidrager med omkring 9% i 2014

og 2025 af de totale eksterne omkostninger fra alle danske og udenlandske

kilder. Det betyder omvendt, at omkring 91% af alle eksterne omkostninger i

Region Hovedstaden stammer fra emissionskilder uden for Region Hoved-

staden.

Der er også eksterne omkostninger uden for Region Hovedstaden af de lokale

emissionskilder, som ikke er medregnet, idet fx NO

-emissioner vil omdannes

til sekundære partikler og forårsage helbredseffekter. Disse helbredseffekter

vil finde sted uden for modelområdet, idet denne omdannelse tager tid. Mo-

delområdet er en firkant omkring Region Hovedstaden og dækker minimum

25 km udover regionsgrænsen.

De vigtigste lokale kilder i Region Hovedstaden til helbredsrelaterede eks-

terne omkostninger i Region Hovedstaden er brændeovne, som står for om-

kring 66% i 2014 og 65% i 2025 af de eksterne omkostninger efterfulgt af vej-

trafik med 15% i 2014 og 2025.

Miljøeffekter

Den gennemsnitlige kvælstofdeposition er på 10 kg N/ha i 2014, hvilket over-

skrider eller er på niveau med tålegrænsen for visse følsomme naturtyper.

Beregninger af depositionen i 2025 viser, at det nederste tålegrænseinterval

for de mest følsomme naturtyper som lobeliesøer og højmoser stadig er over-

skredet. Men for den resterede andel af §3-naturen i Region Hovedstaden, in-

dikerer beregningerne, at hvis emissionerne følger den anvendte fremskriv-

ning, vil tålegrænserne ikke være overskredet i 2025.

I Danmark er svovldepositionen faldet med ca. 70 % siden 1989 og niveauet i

Region Hovedstaden i 2014 og 2025 er under de generelle tålegrænser for ty-

piske naturtyper.

Beregninger for 2014 og 2025 af ozon (AOT40 værdien) viser, at denne er un-

der målværdien for beskyttelse af vegetation.

Der gennemføres målinger af en række tungmetaller i det nationale overvåg-

ningsprogram for luftkvaliteten. Fælles for de målte tungmetaller er, at de

alle er under grænseværdien eller vejledende grænseværdi.

2.4

Usikkerheder

EVA-systemet er baseret på ”Impact-pathway” kæden, som dækker alle led-

dene fra udslip af kemiske stoffer fra specifikke kilder, over spredning og ke-

misk omdannelse i atmosfæren, eksponering af befolkningen, beregning af

helbredseffekter, til den økonomiske værdisætning af disse helbredseffekter.

Der er usikkerheder i alle disse led, som er diskuteret nærmere i kapitel 10 i

rapporten.

Vigtige forudsætninger er antagelserne om, at alle partikler er lige farlige,

hvor massen af partikler (PM

2.5

) er anvendt som mål for helbredseffekterne.

Dette er indtil videre også WHO’s anbefaling (WHO, 2013).

Der ikke inddraget en selvstændig effekt af NO

, og hvis dette inddrages vil

de samlede antal for tidlige døde øges, men dog ikke meget, baseret på WHOs

anbefalinger til dosis-respons sammenhænge for NO

. Dosis-respons sam-

menhænge for NO

er ved at blive implementeret i EVA-systemet.

Beregningsmetoden i EVA-systemet kan undervurdere betydningen af lokale

kilder som vejtrafik og brændeovne, hvilket har betydning for, hvor meget

disse kilder tillægges af helbredseffekter og eksterne omkostninger på lokal-

skala. Et svensk studie har forsøgt at kvantificere helbredseffekterne i Sverige

med en opdeling i bidraget fra regionale kilder og fra lokale kilder, hvor lo-

kale kilder er vejtrafik og brændefyring (Gustafsson et al., 2014). Med studiets

antagelser om, at lokale kilder har højere relativ risiko end regionale kilder får

de omkring 50% flere for tidlige dødsfald (5.300 mod 3.500). Med samme for-

udsætninger ville man sandsynligvis få noget tilsvarende for Danmark, men

der mangler yderligere dokumentation for at lokale kilder skal tillægges hø-

jere relativ risiko, før vi med tilstrækkelig sikkerhed kan inddrage dette i EVA

systemet.

Antagelserne for værdisætningen af et for tidlig dødsfald har også væsentligt

påvirkning på estimering af de totale eksterne omkostninger. Finansministe-

riet har i august 2017 udmeldt nye værdier for statistisk liv, som er væsentligt

højere end de værdier, som ligger til grund for nærværende rapport. De nye

værdier er ved at blive implementeret i EVA-systemet, og forventes at give

omkring 50% højere eksterne omkostninger end beregningerne beskrevet i

nærværende rapport.

3.1

English Summary

Background and Purpose

Air pollution has significant negative effects on human health and well-being

with significant socio-economic consequences, as it has negative effects on the

natural environment.

This report seeks to answer the following questions:

How is the air quality in the Capital Region of Denmark today and in the

future?

How is the air quality in relation to limit values for air quality as well as the

World Health Organization's guidelines for air quality?

What sources contribute to air quality, and how much originates from the

Capital Region and outside the region?

What are the health effects of air pollution and the associated external costs?

What are the environmental effects of air pollution?

The main objective is to identify the health and environmental effects in the

Capital Region in 2014 and 2025. This is done through the following activities:

•

An air quality assessment, which describes the concentration

distribution of background concentrations, as well as street

concentrations and compare this with current limit values for air

quality as well as the World Health Organization's guidelines for air

quality

A source apportionment which describes the distribution of total

emissions on different sources, and how they are distributed

geographically. In addition, a source attribution that estimates the

source contributions to the urban background concentrations, and a

source attribution for 98 streets in Copenhagen

Estimation of the health effects and external costs related to air

pollution in the Capital Region. The external costs are the social costs.

Description of the environmental effects of ozone, deposition of

nitrogen and sulfur as well as levels of heavy metals, and compare

this with critical loads and levels.

•

3.2

The study

Air Quality Assessment

An air quality assessment is carried out that describes the spatial distribution

of background concentrations with a resolution of 1 km x 1 km, as well as

street concentrations at address level in the Capital Region. This description

is based on data from a national data set, which is called Air Quality at Your

Street (http://luftenpaadinvej.au.dk). Furthermore, a summary of the results

from the fixed measuring stations in the Capital Region is carried out and

compared with EU limit values for air quality and WHO air quality

guidelines.

Source apportionment

A source apportionment is carried out for the Capital Region. It includes an

emission inventory which describes total emissions and the distribution of

emissions on different sources, and how they are distributed geographically.

In addition, a source attribution that estimates the source contribution to the

urban background concentrations thereby providing an overview of how

many micro per cubic meter the different sources contribute to urban

background concentrations seen as an average over all 1 km x 1 km grid cells

in the Capital Region.

Furthermore, a source attribution for 98 streets in Copenhagen is also given

providing information about how much different vehicle categories

contribute to street concentrations.

Health impacts and related external costs

Health effects and related external costs are calculated for the total air

pollution in the Capital Region. The total air pollution includes all sources

from the Capital Region, and all other sources in Denmark and abroad. This

also describes how much of total air pollution originates from local sources

and how much is from sources outside the Capital Region. Moreover,

calculations are carried out for each type of emission source in the Capital

Region to quantify the contribution of the different sources. In principle, the

Capital Region is able to regulate these sources.

The calculations are carried out with the integrated assessment model system

EVA (Economic Valuation of Air pollution (Brandt et al., 2011a,b; 2013a,b),

which is based on the so-called impact-pathway method. The EVA-system

calculates the health impacts and related external costs based on information

about the sources of pollution and their location, the dispersion of air

pollution as well as exposure of the population, the dose-response

relationship between exposure and health effects, and the valuation of health

effects, also referred to as external costs related to health effects from air

pollution.

Modelling of air quality is based on the regional air pollution model DEHM

and the urban background model UBM resulting in calculations performed

on a 1 km x 1 km grid resolution. Urban background concentrations are the

general air pollution in the city and reflect the concentrations in a park, a

backyard or at the roof of buildings. Urban background concentrations differ

from street concentrations, which represent the concentrations in the height

of 2 m at the facade of buildings. Street concentrations are calculated using air

quality model OSPM.

Calculations are carried out for 2014, which is the latest year for which there

are updated emissions for Denmark on 1 km x 1 km resolution. Furthermore,

calculations are done for 2025 based on the expected emission development.

The EVA system includes population data with a spatial resolution of 1 km x

1 km. A new dataset based on the Central Person Registry (CPR) from 2017

has been obtained and projected to 2025 based on information from Statistics

Denmark for the age groups that are part of the EVA-system.

Environmental effects

Potential environmental effects related to air pollution in the Capital Region

are described indirectly: eutrophication as a result of nitrogen deposition;

acidification as a result of mainly sulphur deposition; crop damage due to

ozone exposure; as well as bioaccumulation and effects of heavy metals. Dep-

osition and levels are compared with the critical loads and levels.

3.3

Main Findings

Air quality assessment for urban background concentrations

For urban background concentrations of NO

, the Capital Region has

relatively high concentrations and in large contiguous areas as compared to

distribution of urban background concentrations in other larger cities of

Denmark. The highest concentrations are in Copenhagen, but throughout the

Greater Copenhagen Area there are relatively high concentrations. The major

transport corridors have also elevated concentrations. Road traffic is a major

local source of NO

, and the regional contribution is modest. Ship traffic in

Øresund also contributes. The Capital Region is located in an area with some

of the highest urban background concentrations of PM

2.5

in Denmark. PM

2.5

dominated by long-range transport with a clear gradient up through the

country from south to north, due to sources south of Denmark, but local

sources also play a role.

For urban background concentrations of PM

, the Capital Region is in a

middle position compared to the rest of Denmark. PM

2.5

is part of PM

, but

there is also a significant contribution from sea salt from sea spray, as is

evident on the north shore of the Capital Region.

Model calculations for 2025 show a reduction in concentrations from 2014 to

2025. Urban background concentrations are expected to decrease 27% for

, 13% for PM

2.5

and 17% for PM

due to expected emission reductions in

Europe.

Ozone concentrations are expected to increase by about 4%. Concentrations

of ozone in Denmark are rising as a result of the reduction of NO

emissions

in Denmark leading to less NO to consume ozone in formation of NO

Air quality assessment for street concentrations

The limit value of annual mean concentrations is 40 µg/m

for NO

Calculations performed as part of Air Quality at Your Street for 2012 may give

an indication of whether or not the limit value is exceeded. Therefore,

calculated exceedances are called

indicative

exceedances. The official

announcement of exceedances of limit values is carried out as part of the

annual reporting under the National Air Quality Monitoring Program, which

is based on measurements from the Danish fixed monitoring stations

(Ellermann et al., 2016).

As can be seen from the comparison between model results and

measurements, there is some uncertainty on model results (see Table 5.1 of

the report). Hence, there will also be considerable uncertainty on the number

of exceedances. The vast majority of all calculated indicative exceedances for

in Denmark is in the Capital Region, and these are located in

Copenhagen and surroundings. There are a total of 1,066 indicative

exceedances in the region. 0.2% of all 454,259 addresses in the Capital Region

exceed the limit value.

Of the 1,066 exceedances in Copenhagen and its surroundings there are 88

sites exceeding 50 µg/m

which only occur in Copenhagen, and 6 of these

exceed 60 µg/m

. The highest concentrations occur typically at very busy

streets, at low travel speeds as well as in street canyons. High share of heavy-

duty vehicles would also imply higher concentrations but in Air Quality at

Your Street a standard vehicle distribution is assumed for all city streets. In

the National Air Quality Monitoring Program air quality modelling is carried

out each year for 98 selected streets in Copenhagen based on best available

traffic data (traffic counts whereas Air Quality at Your Street is based on a

national traffic model). Since 2012, there has been a decreasing trend in the

number of exceedances of the NO

limit value from 19 to 9 in 2015 (Ellermann

et al., 2016).

There are no calculated exceedances of limit values for PM

2.5

and PM

Air quality assessment based on monitoring

In the national air quality monitoring program the developments in air quality

is monitored at a number of permanent measurement stations. In the Capital

Region, there are the following stations: two street stations: H.C. Andersens

Boulevard and Jagtvej in Copenhagen, an urban background station H.C.

Ørsted Institute in Copenhagen, an urban background/suburban station in

Hvidovre, as well as a regional background station in Lille Valby-Risø. The

Danish Environmental Protection Agency has the responsibility to ensure

compliance the limit values. An air quality plan must be prepared if the limit

values are exceeded, and outline how and when the exceedances are brought

to an end.

There is a downward trend in NO

concentrations for street stations, urban

background stations and regional stations from 2012 onwards. In particular

the downward trend is due to the ongoing replacement of the car fleet, which

results in lower NO

emissions. Lower Danish and foreign emissions also

contribute to the downward trend of the regional background stations. It is

only the measurements at H.C. Andersens Boulevard, which exceeds the limit

value of 40 µg/m

. There is also a decreasing trend for PM

2.5

and PM

concentrations, and the limit values are not exceeded. The limit value for PM

2.5

is 25 µg/m

and 40 µg/m

for PM

both as annual means.

The number of particles is also measured at selected stations, although there

is no limit value for number of particles. When particles are counted it is proxy

for ultrafine particles (PM

0.1

i.e. particles with a diameter below 0.1

micrometers). There is a decreasing trend in concentrations for the street

station, urban background stations, and regional station. Concentrations are

approximately halved over the measurement period for street and urban

background concentration from 2002 to 2015. In particular, the downward

trend is due to the ongoing replacement of the car fleet with more vehicles

with particle filters. The introduction of the Low Emission Zone in 2008 for

heavy-duty vehicles has also contributed.

Comparison with limit values and the WHO guidelines

The EU limit values are implemented into Danish legislation. The World

Health Organization (WHO) has prepared air quality guidelines. These

guidelines are not legally binding. WHO guidelines are half of the EU limit

values for PM

2.5

(i.e. 10 µg/m

) and PM

(i.e. 20 µg/m

) while they are the

same for NO

(40 µg/m

WHO guidelines for PM

2.5

are exceeded at the measurement stations in streets

and touched in urban background areas but not exceeded in rural areas in

2016 in the Capital Region. By reduction of emission of PM

2.5

from traffic it

would be possible to comply with the WHO guidelines for PM

2.5

. Particulate

emissions from the exhaust pipe can be reduced to technological measures,

but reduction of non-exhaust (road wear, tire wear and brake wear) needs

reduction in traffic.

WHO guidelines for PM

are only exceeded in the streets in 2016. If it was

possible to remove all particulate matter from traffic in the streets it would be

possible to comply with the WHO guidelines for PM

. Concerning reduction

of PM

emissions the same apply as written above for PM

2.5

Reduction of NO

will contribute to compliance with the EU limit value and

WHO guidelines in the busy streets, since road traffic is also one of the

emission sectors that will reduce NO

emissions in the future, and thus also

reduce street concentrations.

Model calculations for 2025 indicate that the background pollution of PM

2.5

and NO

will be reduced which will further help in reaching compliance

with WHO guidelines.

Emission inventory and source apportionment

The largest source of NO

emissions is road transport, while for particles it is

wood stoves and wood pellet boilers, etc. This applies for both 2014 and 2025.

The findings are based on the national emission inventory which is

distributed into a 1 km x 1 km grid based on various geographic variables.

The total emissions are expected to be reduced respectively for NO

, PM

and

2.5

with 33%, 12% and 18%.

International shipping within 25 km of the Capital Region is a significant

source of NO

emissions, as it is equal to about 2/3 of all NO

emissions in the

Capital Region in 2014, and the same order of magnitude in 2025. However,

for particles international shipping has a smaller share compared to emissions

in the Capital Region in 2014 and 2025. The contribution to the urban back-

ground concentration in the Capital Region is, however, not as large as may

be expected due to the dominant southwest wind direction which blows the

pollution away from the region, and due to the distance from the ship routes

to the Capital Region. For international shipping NO

emissions are expected

to increase slightly (2%), while PM

and PM

2.5

are projected to decline by 31%

from 2014 to 2025.

Source attribution for urban background concentrations

The contribution of different emission sources in the Capital Region to the

urban background concentration has been calculated. It shows how many mi-

crograms per cubic meter the individual emission sources contribute to the

average urban background concentration.

Overall, all sources in the Capital Region contributes with 37% and neighbor-

ing municipalities with 6% for NO

. That is, local sources contribute about

43%, while the other half is the regional contributions and international ship-

ping within 25 km.

The two largest local emission sources in the Capital Region are road

transport and wood stoves. Just taking into account the local emission sources

within the Capital Region, road transport contributes by about 59% for NO

and 19% and 17% for PM

and PM

2.5

, respectively. Wood stoves contribute

with about 4% for NO

, and 49% and 63% for PM

and PM

2.5

, respectively.

Thus, road transport contributes mainly to NO

and wood stoves mainly to

particles.

Urban background pollution of PM

and PM

2.5

are dominated by the regional

concentration contribution. The regional contribution is determined by

sources from Denmark and Europe. If we look at the contribution that blows

into the outer border of the Capital Region it includes the modelled DEHM

contribution, neighboring municipalities and international shipping within 25

km. These contributions constitute about 90% of PM

and 91% of PM

2.5

urban background pollution in the Capital Region. On the contrary, the

contribution from emission sources in the Capital Region is 10% and 9%,

respectively.

Wood stoves are the largest local contributor to particulate pollution with 0.7

µg/m

corresponding to 5% and 6% of urban background concentrations for

and PM

2.5

, respectively.

Road transport is the second largest local contributor to particulate pollution

with 0.25 µg/m

and 0.18 µg/m

corresponding to 1.8% and 1.6% of urban

background concentration for PM

and PM

2.5

, respectively.

Calculations for 2025 indicate that the percentage contribution of road

transport to urban background concentrations will decrease for NO

, and

there is also a smaller reduction for PM

and PM

2.5

, while the percentage al-

location in 2014 and 2025 does not change much for wood stoves.

Source attribution to street concentrations

Source contribution to NO

street concentrations has been carried out for 98

streets in Copenhagen in 2014 based on data from the National Air Quality

Monitoring Program. Street concentrations include the contribution from the

regional background (calculated with DEHM), a contribution from the city's

emissions (calculated with UBM) and a contribution from traffic emissions in

the specific streets (calculated with OSPM). The street contribution is the

street concentrations minus urban background concentrations and is an indi-

cator of the contribution to street concentrations arising from the traffic emis-

sions in a specific street. The magnitude of the street contribution depends on

traffic volume, vehicle distribution, travel speed and street geometry. The av-

erage vehicle distribution for the 98 streets is 80% passenger cars, 15% vans

and 5% trucks and buses. Since vehicle distribution is different from street to

street, there will also be differences in the source distribution from street to

street.

On average, passenger cars contribute 48% to the street contribution for NO

vans with 20%, trucks with 15% and buses with 17%. The heavy-duty traffic

(trucks and buses) thus contributes with around 33%. Despite the fact that

trucks and buses make up only 5% of the traffic volume they contribute rela-

tively much, since the emission factors for trucks and buses are about 10 times

higher than for passenger cars and light-duty commercial vehicles.

The contribution of buses has decreased since 2014 with the retrofitting of

SCRT (combined NO

catalytic converter and particulate filter) of about 300

urban buses in Copenhagen (Jensen et al., 2016).

A detailed analysis was carried out for the street of Jagtvej in Copenhagen to

assess exhaust and non-exhaust for particles. Non-exhaust includes mechani-

cally formed particles from road wear, tire wear, brake wear and re-suspen-

sion. Non-exhaust constitutes by far the largest part of the particle mass from

traffic. For PM

exhaust is about 21% and non-exhaust around 79%. For PM

2.5

it is about 38% and 63%, respectively. As an example, if all the exhaust could

be removed (e.g. by 100% electric cars) this would remove all exhaust, but the

non-exhaust part is likely to be the same.

Premature deaths and morbidity

The total annual number of premature deaths in 2014 is approximately 1,150

in the Capital Region due to ambient air pollution levels based on both Danish

and foreign emission sources. EU air quality limit values are not exceeded for

particles and hence premature death occurs below the limit values. It is

expected to decline by about 4% to around 1,010 in 2025, as a combination of

lower PM

2.5

concentrations compensating for slightly higher ozone

concentrations and a larger and older population.

Premature deaths is almost exclusively due to deaths caused by long-term

exposure to particulate pollution. A smaller proportion of premature deaths

is due to shorter time periods with elevated concentrations (episodes) of

primarily ozone.

Health effects of long-term exposure to particulate pollution accumulates

throughout life from birth to death for everyone who is exposed. The long-

term impact can induce cardiovascular and respiratory ailments. Therefore,

premature deaths are especially among people who have been exposed for

many years, e.g. elderly and people who are particularly sensitive due to prior

existing diseases. Infants are also particularly sensitive, but deaths among in-

fants represent a very small share.

The number of premature deaths is calculated based on the number of years

of life lost, where one premature death corresponds to 10.6 years of life lost.

In addition to premature deaths, there are many cases of morbidity. It in-

cludes chronic bronchitis and discomfort for children and adults with asthma

(use of bronchodilator, cough, and respiratory symptoms), hospital admis-

sions related to respiratory disorders and blood clot in the brain, cases of heart

failure, lung cancer, as well as many with reduced activity (sick days).

Other diseases are also affected by air pollution, but are not included in the

calculations because there is still too much uncertainty about what diseases

and the precise extent of these diseases.

The contribution from foreign countries to Denmark is estimated to 2,840

premature deaths which is 76% of the total number of cases in Denmark, while

the contribution from Danish emissions contributes with 890 premature

deaths in Denmark (24%).

The contribution from Danish emissions to the number of premature deaths

in Europe (excl. Denmark) is estimated to about 2,280 cases/year. The

“import” of air pollution related health impacts is therefore a little larger than

the “export”. It is also seen that Danish emissions cause about three times the

number of premature deaths in foreign countries compared to Denmark

(Ellermann et al., 2017).

There will also be a contribution from indoor air pollution from indoor

sources. The World Health Organization (WHO) has for high-income

countries in Europe estimated 3 premature deaths per 100.000 inhabitants

(WHO, 2014), e.g. about 171 for Denmark. Since the population in the Capital

Region is 31.1% of Denmark about 53 premature deaths are due to indoor air

pollution in the Capital Region. This is about 4% of the total premature deaths

due to outdoor and indoor air pollution.

Health effects in the Capital Region distributed on local emission sources

It is examined how much the local emission sources in the Capital Region

contributes to health effects in the Capital Region. The purpose of these

calculations is to quantify how much the local emission sources in the Capital

Region influence for health effects in the Capital Region.

122 premature deaths are attributable to emission sources in the Capital

Region in 2014, and 105 in 2025. In relation to the total number of premature

deaths due to all the air pollution from Danish and foreign sources, local

sources in the Capital Region contribute to about 11% of all premature deaths

in 2014 (122/1150) and around 10% (105/1010) in 2025. This also means that

about 90% of all premature deaths in the Capital Region are caused by

emissions outside the Capital Region.

The two largest local sources of premature deaths are wood burning stoves

(77 in 2014 and 67 in 2025) and road transport (23 in 2014 and 18 in 2025).

Since Danish emissions cause around the same number of premature deaths

in Denmark as abroad, it is also expected that local emission sources in the

Capital Region contribute with approximately the same numbers of prema-

ture deaths outside the Capital Region as they do within the Capital Region.

External costs due to all air pollution

The total external costs in the Capital Region due to all air pollution from

Danish and foreign emission sources are around DKK 9.5 billion by 2014,

which is expected to decrease to DKK 8.2 billion in 2025.

The external costs are almost exclusively due to particles, which here includes

primarily emitted particles, secondary inorganic particles (nitrate, sulphate,

ammonium), secondary formed organic particles (SOA) and sea salt. The

external costs related to particulate matter are DKK 8.4 billion in 2014 and

DKK 7.4 billion in 2025.

The external costs related to ozone is about DKK 0.8 billion in the Capital

Region in 2014 and around DKK 0.9 billion in 2025. Ozone is not emitted

directly but is formed in the atmosphere from emissions of NO

hydrocarbons and CO. Ozone is harmful to health, and is therefore also

associated with external cost. The external costs are increasing from 2014 to

2025 since ozone concentrations are increasing as a result of lower NO

emissions.

Contribution from CO to the external costs is insignificant in comparison to

the other substances with around DKK 0.0031 billion in the Capital Region in

2014 and DKK 0.0029 billion in 2025.

The major part of the external costs is due to premature deaths, since the eco-

nomic valuation of premature death is relatively high in comparison to e.g.

morbidity and sick days.

External costs due to local emission sources

The total external costs in the Capital Region is DKK 0.85 billion in 2014 and

DKK 0.74 billion in 2025 due to local emission sources in the Capital Region.

The total costs associated with health effects are due to exposure to ozone and

2.5

. The contribution of ozone is negative, as local NO

emissions reduces

ozone concentrations, and the total cost is dominated by PM

2.5

The local emissions in the Capital Region contributes about 9% in 2014 and

2025 of the total external costs of all Danish and foreign sources. On the

contrary, about 91% of all external costs in the Capital Region are due to

emission sources outside the Capital Region.

There are also external costs outside the Capital Region associated with the

local emission sources that are not included, since e.g. NOx emissions will be

converted into secondary particles and cause health effects. These health

effects will take place outside the model area, as the chemical transformation

takes time. The model area is a square around the Capital Region and covers

a minimum of 25 km from the region's border.

The main local emission sources in the Capital Region that contribute to the

external costs in the Capital Region are wood stoves, accounting for

approximately 66% in 2014 and 65% in 2025 followed by road traffic

accounting for 15% in 2014 and 2025.

Environmental effects

The average nitrogen deposition is about 10 kg N/ha in 2014, which exceeds

or is close to the critical load for certain sensitive natural habitats. Calculations

of deposition in 2025 show that the lower range for the critical loads for the

most sensitive habitats like lobelia lakes and raised bogs are still exceeded.

But for the remaining part of the §3-natural areas calculations indicate that if

emissions follow the projections, critical loads are not exceeded in 2025.

In Denmark sulphur depositionen has decreased by approx. 70% since 1989

and the level in the Capital Region in 2014 and 2025 are under the critical loads

for typical natural habitats.

Calculations for 2014 and 2025 of ozone (AOT40 value) show that levels are

below the target value for the protection of vegetation.

Measurements of a number of heavy metals are routinely carried out in the

national air quality monitoring program. Measured levels of heavy metals are

below the limit value or target values.

3.4

Uncertainties

The EVA-system is based on the impact pathway approach covering

emissions from sources, the dispersion and chemical transformation in the

atmosphere, exposure of the population, health effects, and economic

valuation of these health effects. There are uncertainties associated to all these

elements further discussed in Chapter 10.

Important assumptions are that all particles are assumed to be equally

dangerous with the mass of particulate matter (PM

2.5

) as indicator for health

effects.

No independent health effects of NO

are assumed. Dose-response

relationships are being implemented into the EVA-system and is expected to

lead to higher but not much higher health impacts.

The calculation method can underestimate the importance of local sources

such as road traffic, which affects how much this source attributes to the

health effects and external costs.

A Swedish study has attempted to quantify the health effects in Sweden with

a breakdown of the contribution from regional sources and from local sources,

where local sources are road traffic and wood burning (Gustafsson et al.,

2014). With the assumptions that local sources have higher relative risk than

regional sources they get about 50% more premature deaths (5,300 against

3,500). With the same assumptions, one would probably get something

similar for Denmark, but there is a lack of further documentation of how local

sources attribute to higher relative risk before we can include this with

sufficient certainty in the EVA system.

Assumptions about the economic valuation of a premature death also have

significant impact on the estimation of the total external costs. The Ministry

of Finance has in August 2017 announced new values for a statistical life,

which is significantly higher than the values that are used in the present

report. The new values are being implemented in the EVA system, and are

expected to lead to about 50% higher external costs than the calculations

described in the present report.

EVA-systemet

Dette kapitel beskriver EVA-systemet, hvad det kan anvendes til, samt de me-

toder og data det er baseret på.

4.1

Beskrivelse af EVA-systemet

Anvendelse

EVA-systemet kan bruges til at undersøge hvilke kilder, der bidrager mest til

luftforurening i et område. Udover en kvantificering af helbredseffekterne,

beregnes den indirekte (eller eksterne) omkostning af disse effekter, sådan at

effekterne fra forskellige typer af kilder kan sammenlignes direkte med en

fælles enhed (penge).

Impact-pathway metoden

Det integrerede modelsystem, EVA (Economic Valuation of Air pollution)

(Brandt et al., 2011a, b; 2013a, b; 2016) er baseret på den såkaldte ”impact-

pathway” metode, og har til formål at opgøre helbredsrelaterede eksterne om-

kostninger fra luftforureningen og estimere, hvordan helbredsomkostnin-

gerne er fordelt på de forskellige typer af luftforurening og emissionssektorer.

Det grundlæggende princip bag EVA-systemet er at bruge de bedst mulige

videnskabelige metoder i alle leddene af ”impact-pathway” kæden (se Figur

4.1) baseret på den bedst tilgængelige viden.

Figur 4.1.

Et skematisk diagram over “impact-pathway” metoden. En emission fra en forure-

nende kilde et bestemt sted resulterer (via atmosfærisk transport og kemiske omdannelser) i

en fordeling af koncentrationen i luften, som sammen med detaljerede befolkningsdata kan

bruges til at beregne eksponeringen af befolkningen. Effekter på menneskers helbred findes

ved brug af eksponering-respons funktioner og til sidst værdisættes de individuelle effekter

for at finde de totale eksterne omkostninger.

”Impact-pathway” kæden dækker alle leddene fra udslip af kemiske stoffer

fra specifikke kilder, over spredning og kemisk omdannelse i atmosfæren, ek-

sponering af befolkningen, beregning af helbredseffekter, til den økonomiske

værdisætning af disse helbredseffekter. Den økonomiske værdisætning af ef-

fekter kaldes også for indirekte omkostninger eller eksternaliteter (eksterne

omkostninger). Der er direkte omkostninger forbundet med produktionen af

fx elektricitet i form af opførelse af kraftværker og forbrug af kul, hvorimod

de helbredsrelaterede omkostninger fra luftforureningen, der kommer fra

kraftværket, ikke er relateret direkte til produktion og forbrug, og derfor be-

tegnes som indirekte eller eksterne omkostninger. De indirekte omkostninger

er knyttet til fx sygdom, for tidlige dødsfald eller sygedage med deraf tabt

arbejdsfortjeneste eller omkostninger for samfundet i form af tabt omsætning

eller øgede sygehusomkostninger.

Høj geografisk opløsning

Beregningerne er udført med EVA-systemet, som er baseret på resultater fra

den regionale luftforureningsmodel DEHM (Danish Eulerian Hemispheric

Model), som har en opløsning på 5,6 km x 5,6 km for Danmark. Denne opløs-

ning er imidlertid for grov i forhold til en mere detaljeret vurdering for Region

Hovedstaden. EVA-systemet omfatter derfor også bybaggrundsmodellen

UBM (Urban Background Model) med input fra den regionale luftforure-

ningsmodel DEHM, sådan at beregninger kan udføres på 1 km x 1 km opløs-

ning for bybaggrundsforureningen. Dvs. der beregnes en koncentration af

luftforureningen for centerpunktet af et kvadrat på 1 km x 1 km. Den regio-

nale model dækker hele den nordlige halvkugle med en grovere opløsning og

med zoom over Europa og Danmark. På den måde sikres det, at transporten

af forurening fra internationale kilder indgår i beregningen.

Modelsetup i EVA-systemet med høj geografisk opløsning er vist i

Fejl! Hen-

visningskilde ikke fundet.

Som det fremgår af Tabel 4.2 kræver DEHM og UBM inputdata i form af emis-

sioner og meteorologi. Danske emissioner er tilvejebragt på baggrund af nati-

onale emissionsopgørelser, som er fordelt via forskellige geografiske forde-

lingsnøgler med SPREAD (Spatial High Resolution Emission to Air Distribu-

tion) modellen. Europæiske emissioner er baseret på EMEP (The European

Monitoring and Evaluation Programme) emissionsdatabasen og øvrige emis-

sioner er fra forskellige globale emissionsdatabaser, heriblandt også databaser

og modeller for naturlige emissioner. Meteorologiske data er fra den meteo-

rologiske model WRF.

Kombinationen af luftkvalitetsmodellerne DEHM og UBM beregner bybag-

grundskoncentrationerne med en geografisk opløsning på 1 km x 1 km, og

befolkningseksponeringen fås ved at gange koncentrationer med befolknings-

tætheden inden for dette kvadrat. Helbredseffekter beregnes ud fra dosis-re-

spons sammenhænge, og de eksterne omkostninger fås ved at gange hel-

bredseffekterne med priser for de enkelte helbredseffekter.

I nærværende projekt anvendes modelsystemet til at beregne den totale luft-

forurening i Region Hovedstaden, dvs. inkl. både kilder i Region Hovedsta-

den og alle øvrige kilder i Danmark og udlandet, og de tilhørende helbreds-

effekter og eksterne omkostninger beregnes. Endvidere beregnes helbredsef-

fekter og eksterne omkostninger for hver hovedkildetype i Region Hovedsta-

den. Det er således muligt at opgøre bidraget fra de enkelte kilder med ud-

ledninger i Region Hovedstaden, som er de kilder, regionen i princippet har

mulighed for at regulere.

Modelområdet for UBM beregningerne er defineret som en firkant i forhold

til yderpunkterne af den geografiske udstrækning af Region Hovedstaden til-

lagt 25 km. Modelområdet fremgår af figurerne over bybaggrundskoncentra-

tionerne i Bilag 1.

Globale meteorologiske data

fra ECMWF

Globale emissioner

+ EMEP emissioner

Meteorologisk model

(WRF)

Regional kemi-transport mo-

del (DEHM)

SPREAD emissioner

Bybaggrundsmodel (UBM)

EVA – Economic Valuation of

Air pollution

Figur 4.2.

Overordnet illustration af modelsystem til beregning af helbredseffekter og helbredsrelaterede eks-

terne omkostninger med høj geografisk opløsning.

Luftforureninger

Helbredseffekter for de kemiske stoffer, som er medtaget i EVA-systemet er:

De primært emitterede partikler, PM

2.5

, de sekundært dannede uorganiske

partikler, SO

42-

(sulfatpartikler), NO

(nitratpartikler) og NH

(ammonium-

partikler), samt gasserne SO

(svovldioxid), CO (kulilte), O

(ozon) samt SOA

(sekundære organiske partikler).

Derudover er der lagt et bidrag til ud fra målinger for såkaldt ”ukendt masse”,

som formodes at være vand bundet til partiklerne. Der er lagt 18% af partikel-

massen til som ”ukendt masse”, da beregninger sammenholdt med målinger

viser dette som middel over alle stationer i Danmark 2014-2016.

er ikke medtaget i beregningerne med bybaggrundsmodellen UBM, og

bidraget til helbredseffekterne kan derfor ikke umiddelbart beregnes for dette

stof, men pga. de lave emissioner af SO

vurderes det, at effekterne for dette

stof vil være minimal.

For nuværende er det kun helbredseffekter, der er medtaget i EVA-systemet.

EVA-beregninger

Stofferne beskrevet ovenfor, indgår alle i beregningen af helbredseffekterne

fra den totale luftforurening i Region Hovedstaden.

I beregningen af bidraget fra kilder i Region Hovedstaden til helbredseffek-

terne i Region Hovedstaden, er det kun de primært emitterede partikler PM

2.5

samt O

, som er relevante for at kunne beregne bidragene til helbredseffek-

terne. For O

er både de positive og negative helbredseffekter medtaget i be-

regningerne. O

er direkte helbredsskadeligt, og har derfor negative helbreds-

effekter. Men lokale emissioner af kvælstofoxider (NO

=NO+NO

) emissio-

ner i Region Hovedstaden bidrager til en reducering af O

niveauerne i regi-

onen (NO går sammen med O

og danner NO

), og derfor er der også en ”po-

sitiv” effekt af NO

, da O

reduceres.

De sekundært dannede uorganiske partikler SO

42-

, NO

og NH

dannes via

kemiske reaktioner i atmosfæren ud fra de primære emitterede stoffer (SO

, NH

) i løbet af timer til dage, og derfor vil disse partikler allerede være

blæst væk fra Region Hovedstaden før de er dannet. De er derfor ikke rele-

vante, når bidraget til helbredseffekterne i Region Hovedstaden fra emissio-

ner i kommunen skal opgøres, men de bidrager til helbredseffekter og eks-

terne omkostninger langt fra kommunen. Det langtransporterede bidrag fra

Region Hovedstaden af disse stoffer er ikke medtaget i beregningerne.

4.2

Emissionsopgørelse og geografisk fordeling

Udenlandske emissioner

Emissionsdata til DEHM er baseret på en række europæiske og globale emis-

sionsopgørelser, da modellen dækker den nordlige halvkugle. Emissions-

grundlaget for Europa er baseret på de sidst tilgængelige emissionsdata fra

EMEP (European Monitoring and Evaluation Programme;

www.emep.int)

for 2014, som har været anvendt til beregningerne for 2015 under det natio-

nale overvågningsprogram for luftkvalitet under NOVANA.

Forudsætningerne for de europæiske emissioner i 2025 er følgende. Alle EU

medlemslande er forpligtet til at udarbejde og rapportere nationale emissi-

onsfremskrivninger i 5-års intervaller frem til 2030 i forbindelse med NEC di-

rektivet (EU landenes nationale emissionslofter). Nogle lande rapporterer

både en fremskrivning med eksisterende virkemidler (’with measures’, WM)

og en fremskrivning, der inkluderer planlagte virkemidler (’with additional

measures’, WAM). Til brug for dette projekt er anvendt de nationale frem-

skrivninger for de medlemslande, hvor de er tilgængelige. Hvor der både er

rapporteret en fremskrivning med eksisterende og planlagte virkemidler er

fremskrivningen med planlagte virkemidler anvendt. Data rapporteret under

NEC direktivet er tilgængelige gennem det Europæiske Miljøagenturs rap-

porteringsside (Central Data Repository) (https://cdr.eionet.europa.eu/).

Enkelte medlemslande havde på tidspunktet for udarbejdelsen af dette pro-

jekt ikke rapporteret fremskrivninger til EU Kommissionen. I disse tilfælde er

emissionen i 2020 og 2030 beregnet på baggrund af emissionen i 2005, som

inkluderet i den seneste emissionsopgørelse, samt de reduktionsmål, der er

fastsat i NEC direktivet. For 2025, er emissionsdata interpoleret for disse med-

lemsstater.

For de globale emissioner i 2025 er anvendt eclipse v5, som er baseret på frem-

skrivning ud fra eksisterende lovgivning (emissioner for 2030)

(http://www.iiasa.ac.at/web/home/research/researchPrograms/air/Glo-

bal_emissions.html).

Der indgår en del naturlige emissioner i DEHM. Isopren fra vegetation, som

er en NMVOC (gas), og som spiller en rolle for dannelse af ozon. NO

-emissi-

oner, som dannes i atmosfæren ved lynudladninger, og emissioner af kvæl-

stofforbindelser fra bakterielle processer i jord, har betydning for dannelse af

sekundære partikler i atmosfæren i form af ammoniumpartikler og nitratpar-

tikler. Emissioner fra skovbrande og opløft af saltpartikler fra havoverflader

indgår også. En beskrivelse af de naturlige emissioner i DEHM er givet i

Brandt et al. (2012).

Danske emissioner

For Danmark er DEHM-beregninger baseret på 1 km x 1 km emissionsdata

for Danmark for alle emissionsklasser for 2014 baseret på SPREAD-emissions-

modellen (Plejdrup & Gyldenkærne, 2011). Emissioner i 2025 er baseret på

den danske fremskrivning, og en geografisk fordeling af disse ud fra

SPREAD-emissionsmodellen.

De nationale emissionsopgørelser omfatter summen af emissioner udledt i

hele Danmark for en lang række kilder underopdelt i såkaldte SNAP-koder.

SNAP er en international nomenklatur for kildetyper til luftforurening – Se-

lected Nomenclature for Air Pollution.

For at emissionerne fra de nationale opgørelser kan anvendes til modellering

af fx luftkvalitet, er der tilføjet en geografisk komponent. Hertil er udviklet

den GIS- og database baserede model SPREAD (Plejdrup & Gyldenkærne,

2011). I modellen behandles emissionerne på det mest disaggregerede niveau,

som er muligt på basis af de disponible geografiske data. En række kilder be-

handles som punktkilder, hvor den eksakte geografiske lokalitet er kendt.

Punktkilder omfatter hovedsageligt el- og varmeproducenter samt større in-

dustrivirksomheder. Ud over punktkilderne er der en lang række kilder, der

ikke kan lokaliseres enkeltvis, men som behandles gruppevis ud fra kildernes

fælles karakteristika. Disse kilder kaldes arealkilder, og omfatter bl.a. energi-

forbrug i husholdninger, industrielle processer, anvendelse af opløsnings-

midler og andre produkter, vejtransport, og andre mobile kilder, herunder

ikke-vejgående maskiner i industrien. For hver enkelt kilde eller gruppe af

kilder er der udviklet en nøgle til fordeling af de nationale emissioner ud fra

de disponible geografiske data, fx arealanvendelse, befolkningstæthed, infra-

struktur og trafikdata.

Den følgende opdeling af emissionskilderne fra SPREAD-modellen er p.t. im-

plementeret i UBM-modellen, se Tabel 4.1.

Tabel 4.1.

SNAP-koder for de forskellige kilder/emissionssektorer

SNAP-kode

SNAP01

SNAP0201

SNAP0202

SNAP0203

SNAP03

SNAP04

SNAP05

SNAP06

SNAP07

SNAP0801

SNAP0802

SNAP080402

SNAP080403

SNAP080501

SNAP080502

SNAP080503

SNAP0806

SNAP0807

SNAP0808

SNAP0809

SNAP0811

SNAP09

SNAP3B

SNAP3D

SNAP3F-I

Beskrivelse

Kraftvarme- og fjernvarmeværker, herunder affaldsforbrændingsanlæg

Ikke-industriel forbrænding, handel og service

Ikke-industriel forbrænding, husholdninger

Ikke-industriel forbrænding, landbrug og gartneri fx forbrænding i husholdninger og handel og service

Fremstillingsvirksomhed og bygge- og anlægsvirksomhed

Industrielle processer

Udledninger i forbindelse med udvinding, behandling, lagring og transport af olie og gas

Anvendelse af produkter

Vej transport

Militær

Jernbaner

National søfart

National fiskeri

National LTO (Landing, Take, Off) (start og landing, < 3000 fod)

International LTO (Landing, Take, Off) (start og landing, < 3000 fod)

National flytrafik (> 3000 fod) Luftfart - kun lufthavnstrafik

Maskiner og redskaber i landbrug

Maskiner og redskaber i skovbrug

Maskiner og redskaber i industri – inklusiv ikke-vejgående maskiner

Maskiner og redskaber i have/hushold

Maskiner og redskaber i handel og service

Affaldsbehandling, eksklusiv affaldsforbrænding

Landbrug, husdyrgødning

Landbrug, landbrugsjorde

Landbrug, øvrige kilder i landbruget

SNAP-kategori 0202 omfatter boligopvarmning, hvor emissionen helt er do-

mineret af brændeovne. Den geografiske fordeling er bl.a. baseret på BBR-

oplysninger og derfor mere retvisende end tidligere opgørelse, hvor den geo-

grafiske fordeling var baseret på en opgørelse af brændselsforbruget til indi-

viduel opvarmning på kommuneniveau foretaget af Energistyrelsen.

Mht. bidraget fra skibstrafikken (SNAP 0804) er bidraget ikke underopdelt

men beregnet under ét og kun i en afstand op til 25 km fra Region Hoveds-

tanden (modelområdet). Det væsentligste bidrag fra skibstrafikken består

desuden af sekundære stoffer, som er lang-transporteret.

I beregningerne er der en særskilt kategori for international søfart, som lige-

ledes medtages i afstand op til 25 km fra Region Hovedstaden.

Meteorologiske data

Udover emissionsdata kræver beregninger med luftkvalitetsmodellerne også

adgang til meteorologiske data. Der anvendes modellerede meteorologiske

data fra den meteorologiske model WRF (Skamarock et al., 2005) for 2014, som

køres rutinemæssigt på ENVS/AU, som er en del af NOVANA programmet.

Samme meteorologiske data anvendes for 2025.

Beregningsår

De danske emissionsdata og meteorologiske data repræsenterer 2014, og der-

for afspejler de beregnede koncentrationer og tilhørende helbredseffekter og

eksterne omkostninger i 2014. I 2025 afspejler emissionerne de forventede

emissioner i 2025, men meteorologisk data er fra 2014.

4.3

Koncentration og befolkningseksponering

Regional luftkvalitetsmodel

Først beregnes den regionale luftforurening med Danish Eulerian Hemi-

spheric Model (DEHM) (Christensen, 1997; Brandt et al., 2012) som input til

bybaggrundsmodellen UBM. Den regionale baggrund repræsenterer koncen-

trationerne i landområder.

Modeldomænet for DEHM dækker den nordlige halvkugle med en horisontal

opløsning på 150 km x 150 km. På nuværende tidspunkt er der mulighed for

at zoome ind til en højere opløsning over Europa (50 km x 50 km) og en højere

opløsning over Nordeuropa (16,67 km x 16,67 km) og en endnu højere opløs-

ning over Danmark (5,6 km x 5,6 km) ved hjælp af tre såkaldte ”nests” (områ-

der i modeldomænet, hvor opløsningen er højere end i resten af domænet).

Modeldomænet og ”nests” er vist i Figur 4.4. Atmosfæren er i modellen be-

skrevet ved hjælp af 29 vertikale lag. Toppen af det øverste lag befinder sig i

ca. 15 km højde og lagene bliver smallere og smallere jo tættere man kommer

på jordoverfladen. Generelt giver modellen en god beskrivelse af de nederste

ca. 15 km af atmosfæren. Modellen inkluderer emissioner af en række pri-

mære stoffer, fx kvælstofoxider (NO

), svovldioxid (SO

), ammoniak (NH

kulmonooxid (CO), metan (CH

) og andre flygtige organiske forbindelser

(VOC'er) samt primært emitterede partikler (bl.a. PPM

2.5

). Emissionerne er ba-

seret på data fra bl.a. EMEP (www.emep.int), se ovenfor. Derudover inklude-

rer DEHM kemisk omdannelse af 67 stoffer i atmosfæren.

Modellen beregner koncentrationen af 9 partikelkomponenter og 58 gasser,

herunder NO

, NO

, O

, CO, SO

, NH

, VOC, mv. Den totale PM

2.5

og PM

DEHM-modellen består af summen af de følgende stoffer: primært emitteret

mineralsk støv, sod (black carbon (fresh (friske) og aged (ældede)), organisk

kulstof, og de sekundære uorganiske partikler i form af ammonium, sulfater

og nitrater (H

, NO

−

, NH

HSO

og (NH

)

). Modellen in-

kluderer også havsalts bidrag til partikelmassen og sekundære organiske par-

tikler (SOA), samt et bidrag lagt til ud fra målinger for ”ukendt masse”, som

formodes at være vand bundet til partiklerne.

Det er vigtigt at skelne imellem de stoffer, der bliver emitteret, og de stoffer

som giver helbredseffekter, og hvordan de relateres til hinanden. Disse for-

hold er simplificeret beskrevet i Figur 4.3.

Figur 4.3.

Forenklet oversigt over primære emissioner (venstre side) og kemiske stoffer

som koncentrationer, der giver helbredseffekter (højre side). NO

, SO

42-

og NH

er partik-

ler og bidrager i forskellige kombinationer med hinanden til de samlede PM-koncentratio-

ner (se tekst ovenover).

Figur 4.4.

DEHM-beregningsområdet med nests – et over Europa (50 km x 50 km),

nordeuropa (16,7 km x16,7 km) og Danmark (5,6 km x 5,6 km). Uden for Europa er

opløsningen 150 km x150 km.

Bybaggrundsmodel

Bybaggrundsforureningen repræsenterer den generelle forurening i byerne

og er beregnet med Urban Background Model (UBM) version 9.3 med en geo-

grafisk opløsning på 1 km x 1 km (Berkowicz, 2000; Brandt et al., 2001a).

DEHM- og UBM-beregningerne foregår i en koblet proces, således at UBM-

modellen får input om beregnede opstrøms regionale koncentrationer time

for time i hver enkelt gittercelle fra DEHM (Brandt et al., 2001a;b;c; 2003). Mo-

dellen inkluderer simpel fotokemi (NO

, NO

, O

) og øvrige stoffer, som ikke

indgår i denne fotokemi spredes blot uden kemisk omdannelse.

UBM-modellen tager i den nuværende version hensyn til emissioner, som lig-

ger inden for 25 km fra receptorpunkterne, fx i Region Hovedstaden. Endvi-

dere er medtaget bidraget fra skibstrafik (SNIP INT) som en særskilt kategori,

hvor det lokale bidrag er defineret i en afstand op til 25 km. Anden national

søfart er også med som særskilt kategori, som en del af den nationale emissi-

onsopgørelse. Bidraget fra afstande over 25 km er således beregnet med

DEHM.

Emissioner til UBM har en geografisk opløsning på 1 km x 1 km, hvor det

antages, at emissionerne sker ved overfladen. Dette betegnes arealkilder, da

det antages, at emissionen er jævn fordelt over arealet i gittercellen. Emissio-

ner fra fx kraftværker med høje skorstene er punktkilder, og da udslippet sker

i stor højde vil emissionerne være meget fortyndet, når røgfanen når jordover-

fladen. For ikke at overestimere koncentrationsbidraget fra punktkilder især

tæt på punktkilden er emissionen reduceret med en faktor 10 for disse kilder

i luftkvalitetsberegningerne, hvilket er en veltestet metode.

Sammenligning mellem målinger og beregninger i 2014

DEHM/UBM-beregningerne er sammenlignet med målinger på bybag-

grundsstationen i København (H.C. Ørsted Instituttet) samt to baggrundssta-

tioner ved Risø nær Roskilde og ved Hvidovre. Målingerne er fra det natio-

nale overvågningsprogram for luftkvalitet (Ellermann et al., 2015b).

Modellen ligger inden for 20% af NO

, NO

og O

, og der er ikke foretaget

nogen kalibrering i forhold til disse stoffer.

For PM

2.5

underestimerer modellen i forhold til målingerne. Forskellen mel-

lem målingerne og modellen for PM

2.5

er derfor lagt til de modelberegnede

værdier, for at få et så retvisende PM

2.5

-niveau som muligt for Region Hoved-

staden i beregningerne af helbredseffekter og eksterne omkostninger. Der er

lagt 18% til modelberegningerne for såkaldt ”ukendt masse”, svarende til

landsgennemsnittet for sammenligningen mellem alle målestationer og mo-

dellen i perioden 2014-2016. Dette er gjort for at undgå de variationer, som

kalibrering for et enkelt år kunne give anledning til. Det svarer til hhv. 2,6

µg/m

og 2,1 µg/m

for PM

og PM

2.5

i 2014. Med disse forudsætninger un-

derestimerer modellen på H.C. Ørsted Instituttet med 18% men kun 1% for

gennemsnittet af målestationer HCØ, Risø og Hvidovre i perioden 2014-2016.

Tabel 4.2. Sammenligning mellem modelberegninger og målinger på bybaggrundsstationen i København

(H.C. Ørsted Instituttet) samt baggrundstationerne Risø ved Roskilde og Hvidovre.

Enhed µg/m

Målinger på H.C. Ørsted Institut (HCØ) i 2014

DEHM/UBM-model inkl. ukendt masse

Forskel måling og model

Forskel måling og model (%)

Målinger HCØ-Risø-Hvidovre 2014-2016

DEHM/UBM-model inkl. ukendt masse

Forskel måling og model

Forskel måling og model (%)

20,8

16,8

-4,0

-19

16,5

15,0

-1,5

-9

54,0

64,6

10,6

2.5

13,2

10,9

-2,3

-18

-1

19,5

13,7

-5,8

-30

Deltakoncentrationer

Mange atmosfærekemiske processer er ikke lineære, hvilket betyder, at en

ændring af emissionen af et stof kan medføre endnu større ændringer i kon-

centrationen af andre stoffer i atmosfæren. For at vurdere den marginale æn-

dring i den årlige middelkoncentration, som skyldes udledningen fra en spe-

cifik kildetype, foretages beregningerne med den regionale model og bybag-

grundsmodellen to gange: med og uden emissionerne fra kilden. Denne mar-

ginale ændring kaldes delta-koncentrationen, og det er den, som anvendes til

at beregne befolkningseksponeringen relateret til den specifikke kilde, og de

tilhørende helbredseffekter og eksterne omkostninger.

I nærværende projekt gennemføres sådanne beregninger for de forskellige

emissionskilder inden for Region Hovedstaden for at kvantificere bidragene

fra de forskellige hovedemissionssektorer til helbredseffekter og eksterne om-

kostninger forårsaget af kilder, som i princippet kan reguleres lokalt.

Befolkningsdata

Danmark er i den unikke position, at vi har et centralt register med informa-

tion vedrørende adresse, køn og alder for alle personer i landet (det Centrale

Persondata Register, CPR).

I forbindelse med nærværende projekt er der fremskaffet et nyt CPR-datasæt

fra Sundhedsstyrelsen for hele Danmark. Udtrækket er dateret den 24. april

2017, og indeholder oplysninger om fødselsdag, køn og adresse for samtlige

personer i Danmark. Datasættet indeholder 5.643.840 personer, og Sundheds-

styrelsen har oplyst, at 1,6% af alle personer i Danmark har navne- eller adres-

sebeskyttelse, og datasættet indeholder derfor ikke oplysninger om disse per-

soner.

CPR-datasættet er koordinatsat ved at matche datasættet med adresseregi-

steret, som er fremskaffet via Danmarks Adressers Web API (DAWA)

(

http://dawa.aws.dk/).

I denne proces var det muligt at koordinatsætte

99,95% af alle personer i CPR-datasættet.

Det koordinatsatte CPR-datasæt er herefter overført til et geografisk gitter på

1 km x 1 km for Denmark med udgangspunkt i de koordinatsatte adresse. For

hver gittercelle er antallet af personer fordelt på alder efter de aldersklasser,

der svarer til forudsætningerne for de anvendte dosis-respons funktioner i

EVA-systemet. Der indgår 1.738.251 personer i datasættet på gittternet for Re-

gion Hovedstaden. På grænsen til Region Sjælland vil der være få personer

fra Region Sjælland, som medtages, hvis en gittercelle er i begge regioner. I

følge Danmarks Statistik er der 1.811.809 personer i Region Hovedstaden i 2.

kvartal af 2017 (www.statistikbanken.dk). Forskellen på omkring 4% skyldes,

at CPR-udstræk ikke indeholder personer med navne- eller adressebeskyt-

telse samt datoforskel på udtrækkene. Befolkningstætheden i Region Hoved-

staden er visualiseret i Figur 4.5.

I forbindelse med beregning af helbredseffekter af luftforureningen i 2025 er

befolkningsdata fra 2017 fremskrevet til 2025 for hver af de aldersgrupper,

som indgår i EVA-systemet. Dette er gjort for Danmark som helhed. Frem-

skrivningen er baseret på oplysninger fra

www.statistikbanken.dk.

Det sva-

rer til, at der i 2025 er 3,8% flere personer i Danmark end i 2017.

Helbredseffekter og tilhørende omkostninger afhænger af antallet af perso-

ner, som er eksponeret og af alderssammensætningen. Jo større befolkning jo

flere helbredseffekter, og jo ældre befolkning jo flere helbredseffekter. For an-

tal for tidlige døde betyder død mest som følge af langtidseksponering, hvil-

ket afhænger af antallet af personer over 30 år, se Tabel 4.3 i næste afsnit over

helbredseffekter. Endvidere betyder antallet af personer over 65 år noget for

indlæggelser, men det vægter kun lidt i de samlede helbredsomkostninger,

som er domineret af for tidlig død som følge af langtidseksponering.

Figur 4.5.

Befolkningstæthed i Region Hovedstaden i 2017 baseret på CPR-data (perso-

ner/km

). Samme geografiske fordeling i 2025 blot 3,8% højere befolkningstæthed.

4.4

Helbredseffekter

De helbredseffekter, som p.t. er beskrevet i EVA-systemet, er følgende:



Kronisk bronkitis



Dage med nedsat aktivitet (sygedage)



Hospitalsindlæggelser for luftvejslidelser



Hospitalsindlæggelser for cerebro-vaskulære lidelser



Tilfælde af hjertesvigt



Lungekræft



Brug af bronkodilatatorer blandt børn



Brug af bronkodilatatorer blandt voksne



Episoder med hoste blandt børn



Episoder med hoste blandt voksne



Episoder med nedre luftvejssymptomer blandt børn



Episoder med nedre luftvejssymptomer blandt voksne



Akutte dødsfald



Kroniske tabte leveår (YOLL)



Total antal dødsfald (=kroniske tabte leveår/10,6 + akutte dødsfald)



Dødsfald blandt spædbørn

Antallet af for tidlige dødsfald relateret til partikelforurening beregnes ud fra

YOLL (Years of Lifes Lost) divideret med en faktor for det typiske antal af

tabte leveår i gennemsnit. I de nuværende EVA-beregninger er denne faktor

10,6 år, og den er baseret på et Europæisk gennemsnit fra Clean Air for Europe

(CAFÉ; Watkiss et al. 2005). Et for tidligt dødsfald svarer altså til 10,6 tabte

leveår i gennemsnit.

Eksponerings-respons funktioner og enhedspriser

Delta-koncentrationerne kobles til befolkningsdata for hver gittercelle for at

beregne befolkningseksponeringen i eksponerings-respons beregningen.

Eksponerings-respons funktioner er typisk tilgængelige på formen:

⋅ ∆

⋅

, hvor R er responset (fx lungekræft, hoste eller akutte døds-

fald) målt i en passende enhed (fx tilfælde af lungekræft, dage med hoste eller

antal tilfælde).

∆c

er delta-koncentrationen, det vil sige den marginale kon-

centrationsændring, som skyldes emissionerne fra den specifikke kilde, P er

den berørte befolkningsdel og

er en empirisk bestemt konstant for den spe-

cifikke funktion, typisk tilvejebragt fra publicerede studier af større befolk-

ningsgrupper (kohorter).

Der er bred enighed om, at eksponerings-respons funktionerne og de tilhø-

rende enhedspriser er lande-specifikke, bl.a. fordi helbredsudfald hænger

sammen med en række forskellige forhold, hvoraf levevis er en vigtig para-

meter. Desuden er befolkningernes almene helbredstilstand og landenes øko-

nomier forskellige. De funktioner, der på nuværende tidspunkt er inkluderet

i EVA (Tabel 4.3), er derfor tilpasset til danske betingelser. For referencer ved-

rørende eksponerings-respons funktionerne og enhedspriser, se Brandt et al.

(2011; 2013a). Som det kan ses i Tabel 4.3 er nogle af helbredseffekterne kun

relevante for specifikke aldersgrupper.

Tabel 4.3.

Helbredseffekter, eksponerings-respons funktioner og enhedsværdier (for

Danmark) inkluderet i EVA-beregningerne. I partiklerne indgår både primær PM

2.5

og se-

kundære dele som ammonium (NH

), nitrat (NO

) og sulfat (SO

42--

). YOLL står for "Years

Of Life Lost" og angiver antallet af tabte leveår. SOMO35 angiver summen af 8-timers

daglige maksimum middelværdier over 35 ppb på et år, som igen er et mål for eksponerin-

gen.

Helbredseffekt

Eksponerings-respons funktioner

Værdisætning

Slutpunkter

kr. (2013-priser)

MORBIDITET

Bronkitis PM

2.5

Sygedage m.v. PM

2.5

Indlæggelser

- åndedrætsbesvær PM

2.5

3,46E-6 tilfælde pr.

μgm

-3

- åndedrætsbesvær SO

- hjerneblødning PM

2.5

- kredsløbsforst. PM

2.5

(> 65 år)

- kredsløbsforst. CO

(> 65 år)

Lungekræft, morbiditet

2.5

- bronchodilator doser

- hoste

- åndenød

- bronchodilator doser

- hoste

- åndenød

MORTALITET

Akut død (SO

)

Kronisk død (PM

2.5

)

Spædbarnsdød (PM

2.5

)

Akut død (O

)

7,85E-6 tilfælde pr.

μgm

-3

1,138E-3 YOLL pr.

μgm

-3

(>30 år)

4,68E-5 tilfælde pr.

μgm

(< 9 mdr.)

-3

8,2E-5 tilfælde pr.

μgm

-3

(voksne)

8,4E-4 dage pr.

μgm

(voksne)

-3

386.739 pr. tilfælde

988 pr. dag

53.284 pr. tilfælde

67.505 pr. tilfælde

110.252 pr. tilfælde

162.502 pr. tilfælde

2,04E-6 tilfælde pr.

μgm

-3

8,42E-6 tilfælde pr.

μgm

-3

3,09E-5 tilfælde pr.

μgm

-3

5,64E-7 tilfælde pr.

μgm

-3

1,26E-5 tilfælde pr.

μgm

-3

Astma børn (7,6 % < 16 år) PM

2.5

1,29E-1 doser pr.

μgm

-3

4,46E-1 dage pr.

μgm

-3

1,01E-1 dage pr.

μgm

-3

167 pr. tilfælde

316 pr. dag

91 pr. dag

167 pr. tilfælde

316 pr. dag

91 pr. dag

15,5 mio. pr. tilfælde

583.293 pr. YOLL

23,3 mio. pr. tilfælde

15,5 mio. pr. tilfælde

Astma voksne (5,9 % > 15 år) PM

2.5

2,72E-1 doser pr.

μgm

-3

2,8E-1 dage pr.

μgm

-3

1,01E-1 dage pr.

μgm

-3

3,27E-6*SOMO35 tilfælde pr.

μgm

-3

Luftkvalitetsvurdering

I dette kapitel foretages en luftkvalitetsvurdering for Region Hovedstaden.

Luftkvalitetsvurderingen beskriver den geografiske fordeling af baggrunds-

koncentrationer med en opløsning på 1 km x 1 km samt gadekoncentrationer

på adresseniveau. Denne beskrivelse er baseret på et nationalt datasæt, som

hedder Luften på din vej (http://luftenpaadinvej.au.dk), hvor data for region

Hovedstaden er udvalgt. Luftkvalitetsdata er beregnede koncentrationer for

2012 baseret på DEHM, UBM og OSPM. DEHM og UBM er en del af EVA-

systemet og er beskrevet i forrige kapitel. OSPM er Operational Street Pollu-

tion Model, og er en gadeluftkvalitetsmodel. AirGIS systemet understøtter be-

regninger på mange lokaliteter ved at genere inputdata til OSPM ud fra GIS-

vejnet med trafikdata, GIS-lag med bygninger med bygningshøjder, samt GIS

lag med adressepunkter. Luften på din vej er nærmere beskrevet i

Jensen et al.

(2017).

Endvidere opsummeres udviklingen i luftkvaliteten fra målestationerne i Re-

gion Hovedstaden for at vise udviklingen siden 2012.

Det er valgt at fokusere på NO

, PM

2.5

og PM

, som indgår i Luften på din vej.

2.5

og PM

er hhv. massen af partikler med en diameter under 2,5 og 10

mikrometer. NO

er en god indikatorer for forbrændingsprocesser, hvor trafik

er en dominerende kilde. Der er helbredsrelaterede grænseværdier for NO

hvor grænseværdien som årsmiddelværdi på 40 µg/m

er overskredet ved

målestationen på H.C. Andersens Boulevard i København (Ellermann et al.,

2016). PM

og PM

2.5

stammer fra en lang række kilder, og lang-transporteret

luftforurening spiller en stor rolle. Der er helbredsrelaterede grænseværdier

for PM

på 40 µg/m

som årsmiddelværdi og for PM

2.5

på 25 µg/m

som års-

middelværdi, som ikke er overskredet på målestationer i Danmark. PM

2.5

den luftforurening, som bidrager til den største helbredsmæssige belastning i

EVA-systemet.

En dansk rapport fra 2014 sammenfatter danske såvel som internationale stu-

dier af helbredseffekter af luftforureningen i Danmark (Ellermann et al.,

2014a).

5.1

Bidrag til luftforurening

De forskellige bidrag til luftforurening er illustreret i Figur 5.1. Luftforurenin-

gen i den regionale baggrund er bestemt af kilder i Danmark og i udlandet,

og beregnes med DEHM. Bybaggrundsforureningen er bestemt af kilder i

byen – fx København, og beregnes med UBM med regionalt input fra DEHM.

Bybaggrundsforureningen repræsenterer koncentrationsniveauet i tagniveau

eller i en baggård eller park. Luftforureningen i en gade er bestemt af trafik-

kilderne i gaden samt bidraget fra bybaggrundsforureningen, og beregnes

med OSPM. Gadekoncentrationen repræsenterer koncentrationsniveauet i 2

meters højde langs husfacaden i en gade. Disse luftkvalitetsmodeller beregner

bidragene på baggrund af emissionsdata og meteorologiske data samt topo-

grafiske data.

Figur 5.1.

Skematisk beskrivelse af bidrag til luftkvaliteten. Koncentrationen i en gade be-

står af et regionalt bidrag, samt et bybaggrunds- og et gadebidrag. Hvert af disse bidrag

beregnes med forskellige luftkvalitetsmodeller, hhv. DEHM, UBM og OSPM. Naturlig bag-

grund indgår som en del af den regionale baggrund i nærværende studie.

5.2

Sammenligning mellem målinger og modelberegninger i

Luften på din vej

Den beregnede luftkvalitet i Luften på din vej (LPDV) viser forskelle mellem

områder og mellem forskellige gader, men kan i det enkelte tilfælde være mis-

visende, hvis anvendte inputdata ikke repræsenterer de faktiske forhold, fx

trafikniveauet eller hastigheden. Det er ikke muligt at kvalitetssikre om input-

data er repræsentative for samtlige 2,4 million adresser, som indgår i systemet

for hele Danmark.

Forskellen mellem modelberegningerne og målinger kan illustrere størrelsen

af den forventede usikkerhed på beregningerne for trafikerede gader. Forskel-

len for NO

er vist i Tabel 5.1.

Tabel 5.1.

Sammenligning mellem modelresultater i LPDV og NO

-målinger på målestationerne i Danmark i 2012

(årsmiddelværdi).

Enhed: µg/m

Målinger

Model resultater

Difference

Modeller

Trafik:

København-HCAB/1103

47/55*

DEHM/UBM/OSPM

-2/-16

København-Jagtvej/1257

DEHM/UBM/OSPM

-3

Aarhus/6153

Odense/9155

Aalborg/8151

Bybaggrund:

København/1259

Aarhus/6159

Odense/9159

Aalborg/8159

Regional baggrund:

Risø-Lille Valby/2090

Keldsnor/9055

DEHM/UBM

-4

Note: *Der måles 55 µg/m

på målestation på HCAB men pga. vejbaneomlægninger er trafikken flyttet tættere på må-

lestationen, og det estimeres at have givet anledning til et spring på omkring 8 µg/m

. Uden vejomlægning forventes

derfor omkring 47 µg/m

. OSPM er mest repræsentativ for målingerne

uden

springet, da OSPM-beregninger afspejler

koncentrationsniveauer ved husfacaden.

-13

-5

DEHM/UBM

-27

DEHM/UBM/OSPM

Det ses, at beregnede koncentrationer for gadestationerne ligger inden

for -27% og +12% af målingerne.

Luftkvalitetsberegninger ligger inden for -13% til +5% af målinger for bybag-

grundsstationerne.

For de to regionale stationer underestimeres niveauet lidt ved Keldsnor

(-4%), mens der er en større overestimering for Risø-Lille Valby (+29%).

For partikelkoncentrationen er beregnede gadekoncentrationer af årsmiddel-

værdier også sammenlignet med målinger fra de 5 gadestationer i Danmark

og ligger inden for -23% til -7% for PM

2.5

og -36% til -22% for PM

5.3

Fordeling af bybaggrundskoncentrationer i 2012

I det følgende illustreres først, hvordan luftkvaliteten er generelt i Region Ho-

vedstaden i forhold resten af Danmark. Dernæst visualiseres den geografiske

fordeling af luftkvaliteten i Region Hovedstaden.

Region Hovedstaden i forhold til resten af Danmark

I Figur 5.2 er vist den geografiske fordeling af den beregnede årsmiddelkon-

centration af baggrundskoncentrationer i 2012 i Danmark for hhv. NO

, PM

2.5

og PM

baseret på hjemmesiden Luften på din vej (www.luftenpaadin-

vej.au.dk).

For bybaggrundskoncentrationer af NO

har Region Hovedstaden relativt

høje koncentrationer og i store sammenhængende områder sammenlignet

med bybaggrundskoncentrationer i de andre større byer i Danmark, og de

højeste koncentrationer er i København. Lokale kilder som vejtrafik udgør en

væsentlig kilde til NO

, og det regionale bidrag er beskedent. Skibstrafikkens

bidrag i Øresund er også tydeligt.

Figur 5.2.

Den geografiske fordeling af den beregnede årsmiddelkoncentration af baggrundskoncentrationer i 2012 i Danmark

for hhv. NO

(venstre), PM

2.5

(midt for), og PM

(højre).

Region Hovedstaden ligger i et område med nogle af de højeste bybaggrunds-

koncentrationer af PM

2.5

. PM

2.5

er domineret af lang-transport med en tydelig

gradient op gennem landet fra syd til nord pga. kilder syd for Danmark, men

lokale kilder spiller også en rolle.

For bybaggrundskoncentrationer af PM

ligger Region Hovedstaden i et mel-

lemområde. PM

2.5

er indeholdt i PM

, men der er også et væsentligt bidrag

fra havsalt. Dette ses tydeligt som høje koncentrationer på vestkysten af Jyl-

land samt til dels på vestkysten af Sjælland pga. den dominerende vindret-

ning fra sydvest.

Fordeling i Region Hovedstaden

I Figur 5.3 er vist den geografiske fordeling af den beregnede årsmiddelkon-

centration af baggrundskoncentrationer i 2012 i Region Hovedstaden for hhv.

, PM

2.5

, og PM

Figur 5.3.

Den geografiske fordeling af den beregnede årsmiddelkoncentration af baggrundskoncentrationer i 2012 i Region

Hovedstaden for hhv. NO

(venstre), PM

2.5

(midt for), PM

(højre).

De højeste bybaggrundskoncentrationer af NO

er i København, men hele

Storkøbenhavn har relativt høje koncentrationer. De store transportkorridorer

har også forhøjede koncentrationer. Enkelte store punktkilder ses også, for

eksempel punktkilder i Frederikssund, Frederiksværk og Hornsherred for

. Der er dog større usikkerhed om deres bidrag grundet den måde punkt-

kilder håndteres på i luftkvalitetsberegningerne. I beregningerne bidrager

disse punktkilder til baggrundskoncentrationerne i nærområdet, hvor kon-

centrationsniveauet er beregnet til at være sammenligneligt med København.

Det vurderes derfor, at bidragene fra punktkilderne i beregningerne kan være

overvurderet. Gadekoncentrationer i områderne er langt lavere end fx Køben-

havn, da den lokale trafik er beskeden, så gadekoncentrationerne vil ikke

blive så høje, selvom baggrundsforureningen er overvurderet.

I Figur 5.4 er vist placering af større punktkilder, som indgår i den nationale

emissionsopgørelse og deres NO

-emission.

Figur 5.4.

Placering af større punktkilder, som indgår i den nationale emissionsopgørelse.

-emission vist i 2012 (ton/år).

Den geografiske fordeling af bybaggrundskoncentrationer af PM

2.5

følger i

store træk den geografiske fordeling af NO

. Dog er forskellen mellem de la-

veste og højeste PM

2.5

-koncentrationer beskeden (min. 9 µg/m

og maks. 11,5

µg/m

). Den geografiske fordeling af PM

er noget anderledes, idet der ses

lidt forhøjede PM

-koncentrationer på nordkysten, idet der er et bidrag fra

havsalt (se Bilag 1 seasalt figur). Koncentrationerne er dog kun omkring 1

µg/m

højere end de laveste koncentrationer.

Udvikling i bybaggrundskoncentrationer fra 2014 til 2025

Ovenstående fra Luften på din vej er baseret på 2012. For 2014 er årsmiddel-

koncentrationer af baggrundskoncentrationer på 1 km x 1 km gitternet i hele

modelområdet beregnet med DEHM/UBM for i alt 16 stoffer (Se bilag 1). Det

er disse beregninger, der ligger til grund for estimering af helbredseffekter og

eksterne omkostninger i Region Hovedstaden. Den geografiske fordeling for

bybaggrundskoncentrationen af NO

, PM

2.5

og PM

i 2014 følger den geogra-

fiske fordeling i 2012 i Luften på din vej, men koncentrationer er lidt lavere i

2014 i forhold til 2012. Beregninger for 2025 er også vist i bilag 1, og viser

større reduktion i koncentrationerne fra 2014 til 2025.

Fordeling af NO

-gadekoncentrationer i 2012

I Figur 5.5, Figur 5.6 og Figur 5.7 er vist den geografiske fordeling af gadekon-

centrationer for NO

som årsmiddelværdi i 2012 i følgende områder hhv.:

nordøstlige del af Region Hovedstaden, den vestlige del samt Storkøbenhavn.

Det ses, at de højeste NO

-koncentrationer er på trafikerede gade i København

langs de store fordelingsveje, hvor der samtidige er tæt bebyggelse langs ve-

jene. For adresser, som ikke ligger langs Landstrafikmodellens vejnet tildeles

adresserne bybaggrundsforureningen inden for den pågældende 1 km x 1 km

gittercelle, og derfor kan man også ane mønsteret af gittercellerne i kortet.

I Frederikssund ses et kvadrat med højere gadekoncentrationer end omkring-

liggende gitterceller, som skyldes beregnede forhøjede bybaggrundskoncen-

trationer for denne gittercelle, som sandsynligvis er overvurderet grundet

metoden for håndtering af punktkilder.

Emissioner fra motorveje indgår i beregningerne af bybaggrundskoncentrati-

oner med UBM-modellen, men det koncentrationsfelt, som motorveje giver

anledning til, repræsenteres ikke til fulde. Koncentrationerne vil være høje tæt

på motorvejen og aftage forholdsvis hurtigt med afstanden. Beregnede gade-

koncentrationer på adresser beliggende i afstande op til 100-200 m fra motor-

veje vil derfor være underestimeret. Koncentrationer langs motorveje kunne

modelles med OML-Highway modellen (Jensen et al., 2015), men ligger uden

for rammerne af nærværende projekt.

Figur 5.5.

Geografisk fordeling af gadekoncentrationer af NO

som årsmiddelværdi i 2012 i den nordøstlige del af Region Ho-

vedstaden.

Figur 5.6.

Geografisk fordeling af gadekoncentrationer af NO

som årsmiddelværdi i 2012 i den vestlige del af Region Hoved-

staden.

Figur 5.7.

Geografisk fordeling af gadekoncentrationer af NO

som årsmiddelværdi i 2012 i Storkøbenhavn.

5.4

Indikative overskridelser af grænseværdien for NO

Grænseværdien for årsmiddelkoncentrationen er 40 µg/m

for NO

Bereg-

ningerne udført som del af Luften på din vej kan give et fingerpeg om græn-

seværdierne er overskredet. Derfor kaldes beregnede overskridelse for

indika-

tive

overskridelser. Den officielle udmelding om overskridelser af grænsevær-

dier foretages dog i forbindelse med den årlige rapportering under luftover-

vågningsprogrammet, som er baseret på målinger fra de danske målestatio-

ner (Ellermann et al., 2016).

Som det fremgår af sammenligningen mellem modelresultater og målinger er

der en vis usikkerhed på modelresultaterne (se tidligere

Tabel 5.1).

Derfor vil

der også være betydelig usikkerhed på antallet af overskridelser. Ideelt set

bør beregnede overskridelser derfor følges op af en vurdering af, hvor repræ-

sentativ beregningen er ved yderligere at kvalitetssikre inputdata det pågæl-

dende sted eller evt. indhente supplerende oplysninger, som trafik fra kom-

munen.

Der er 1.123 overskridelser af grænseværdien for NO

i 2012 i hele datasættet

for Luften på din vej (grænseværdi regnet som 40,5 µg/m

). Der forekommer

kun overskridelser i København og omegn, Aarhus, og Aalborg, se Tabel 5.2.

Tabel 5.2.

Antal overskridelser af NO

-grænseværdi i byerne i 2012 på adressepunkter

Antal

Kommune

København

Frederiksberg

Hvidovre

Herlev

Aarhus Kommune

Aalborg Kommune

I alt

909

153

1123

Min NO

(µg/m

)

40.5

40.6

41.0

40.9

40.6

40.9

Max NO

(µg/m

)

64.6

51.6

42.0

40.9

48.5

46.2

Gns NO

(µg/m

)

44.7

43.1

41.6

40.9

43.0

42.9

Som forventet er der flest overskridelser i Københavns Kommune og Frede-

riksberg Kommune, men der er også nogle overskridelser i omegnskommu-

nerne til København. Der er også nogle overskridelser i Aarhus Kommune og

Aalborg Kommune.

Hovedparten af alle beregnede indikative overskridelser for NO

er derfor i

Region Hovedstaden. Der er i alt 1.066 overskridelser i regionen. Da der er

454.259 adresser i regionen, har 0,2% af adresserne beregnede indikative over-

skridelser af grænseværdien for NO

København og omegn

Af de 1.066 overskridelser i København og omegn er der 88 steder, som over-

skrider 50 µg/m

, som kun forekommer i København, og 6 af disse, som over-

skrider 60 µg/m

. De højeste koncentrationer forekommer typisk ved meget

trafik og lave rejsehastigheder samt gadeslugter (lastbilprocent er antaget ens

for alle bygader).

I det følgende er beregningerne fra Luften på din vej sammenlignet med be-

regninger, som hvert år gennemføres for 98 gader i København som del af Det

nationale overvågningsprogram for luftkvalitet (Ellermann et al., 2015a). Tra-

fikgrundlaget i overvågningsprogrammet er bedre end i Luften på din vej, da

det er baseret på manuelle trafiktællinger udført af Københavns Kommune

og Frederiksberg Kommune, som giver både trafikniveau og detaljeret køre-

tøjsfordeling. Luften på din vej er baseret på årsdøgntrafikken fra Landstra-

fikmodellen samt en antaget standard køretøjsfordeling.

I Figur 5.8 ses overskridelser af NO

-grænseværdien i København og omegn

for Luften på din vej i 2012 (blå prikker). Røde prikker er beregningspunkter,

som indgår i Det nationale overvågningsprogram for luftkvalitet, og hvor

grænseværdien i 2013 er overskredet, og gule prikker er beregningspunkter,

hvor niveauet ikke overskred grænseværdien i overvågningsprogrammet.

Det ses at alle beregnede overskridelser i 2013 i overvågningsprogrammet

også findes på strækninger med overskridelser under Luften på din vej for

2012 (røde prikker ligger oven i blå prikker) – dog undtaget ét sted.

Endvidere ses, at langt de fleste beregningspunkter under overvågningspro-

grammet, som ikke har overskridelser, også ligger på strækninger, hvor der

ikke er overskridelser i Luften på din vej. Der er derfor rimelig god overens-

stemmelse mellem den geografiske fordeling af beregningsresultaterne under

overvågningsprogrammet og Luften på din vej.

Der er en række strækninger, som giver overskridelser i Luften på din vej,

som ikke er repræsenteret af et beregningspunkt under overvågningspro-

grammet, men dette er også forventeligt. Det er klart, at der bliver mange flere

overskridelser i Luften på vin vej i forhold til overvågningsprogrammet, da

der er mange adresser langs en vej med overskridelser i Luften på din vej,

hvor strækningen i overvågningsgrogrammet kun er repræsenteret med ét el-

ler nogle få beregningspunkter.

Luftkvalitetsberegninger under Luften på din vej vurderes således at give et

overordnet generelt retvisende billede af, hvor der kan forventes overskridel-

ser i København, mens der er betydelig usikkerhed på, hvor stor overskridel-

sen er.

Figur 5.8.

Overskridelser af NO

grænseværdien i København og omegn i 2012 i Luften på din vej (blå). Røde prikker

er beregningspunkter, som indgår i Det nationale overvågningsprogram for luftkvalitet og som overskred grænsevær-

dien i 2013, og gule prikker er beregningspunkter som ikke overskred grænseværdien i overvågningsprogrammet.

Grønne prikker er adressepunkter langs Landstrafikmodellen (beregningspunkter i Luften på din vej).

Udvikling i antal overskridelser for 98 gader i København

I Figur 5.9 er vist udviklingen i beregnede antal overskridelser af NO

-græn-

seværdien på 40 µg/m

for udvalgte gader i København og Aalborg under

Det nationale overvågningsprogram for luftkvalitet (Ellermann et al., 2016).

I København omfatter analysen 138 gader i løbet af 2007 til 2010, og 98-99 ga-

der de følgende år. Reduktion i antallet af gader fra 2011 og fremefter er gen-

nemført for bedre at matche placering af udvalgte gader med placeringer af

manuelle trafiktællinger. I Aalborg omfatter analysen 32 gader fra 2007 til

2010, og 31 gader fra 2011 til 2015.

I København er antallet af overskridelser faldet fra 19 til 9 i perioden 2012 til

2015. Da Luften på din vej er baseret på data fra 2012, kan der også forventes

et fald i antallet af beregnede overskridelser af NO

-grænseværdien, hvis be-

regninger blev genregnet med data fra 2015.

Figur 5.9.

Udviklingen i beregnede antal overskridelser af NO

-grænseværdien på 40

µg/m

for udvalgte gader i København og Aalborg under Det nationale overvågningspro-

gram for luftkvalitet (Ellermann et al., 2016).

5.5

Geografisk fordeling af gadekoncentrationer af PM

2.5

I Figur 5.10, Figur 5.11 og Figur 5.12 samt Figur 5.13, Figur 5.14 og Figur 5.15

er vist den geografiske fordeling af gadekoncentrationer for hhv. PM

2.5

som årsmiddelværdi i 2012 fra Luften på din vej i Region Hovedstaden

fordelt på følgende områder: nordøstlige del af Region Hovedstaden, den

vestlige del samt Storkøbenhavn.

Det ses, at den geografiske fordeling minder meget om hinanden for PM

2.5

, da PM

2.5

er en del af PM

. Som for NO

er de højeste gadekoncentrati-

oner også i København langs de store fordelingsveje, hvor der samtidige er

tæt bebyggelse langs vejene.

Den højeste koncentration for PM

2.5

er 16,2 µg/m

, hvilket er væsentligt under

grænseværdien på

25 µg/m

, og det samme gælder også for PM

, hvor maks.

værdien er 24,6

µg/m

og grænseværdien

er 40 µg/m

Sammenligninger mellem

beregnede gadekoncentrationer for PM

2.5

og PM

og målinger fra de 5 gadestationer i Danmark for 2012 viser, at modellen un-

derestimerer med -23% til -7% for PM

2.5

og -36% til -22% for PM

(Jensen et

al., 2017). Selvom man tager hensyn til denne underestimering, forventes der

ikke overskridelser af grænseværdierne for PM

2.5

og PM

Figur 5.10.

Geografisk fordeling af gadekoncentrationer af PM

2.5

som årsmiddelværdi i 2012 i den nordøstlige del af Region

Hovedstaden.

Figur 5.11.

Geografisk fordeling af gadekoncentrationer af PM

2.5

som årsmiddelværdi i 2012 i den vestlige del af Region Hoved-

staden.

Figur 5.12.

Geografisk fordeling af gadekoncentrationer af PM

2.5

som årsmiddelværdi i 2012 i Storkøbenhavn.

Figur 5.13.

Geografisk fordeling af gadekoncentrationer af PM

som årsmiddelværdi i 2012 i den nordøstlige del af Region Ho-

vedstaden.

Figur 5.14.

Geografisk fordeling af gadekoncentrationer af PM

som årsmiddelværdi i 2012 i den vestlige del af Region Hoved-

staden.

Figur 5.15.

Geografisk fordeling af gadekoncentrationer af PM

som årsmiddelværdi i 2012 i Storkøbenhavn.

5.6

Statistisk analyse af gadekoncentrationer

Den statistiske fordeling af gadekoncentrationer i 2012 for hhv. NO

, PM

2.5

er vist i Figur 5.16 som en akkumuleret fordelingsfunktion, som for et

givet koncentrationsniveau viser, hvor mange procent af de beregnede kon-

centrationer, som ligger under denne værdi. For eksempel for NO

ligger 94%

af alle gadekoncentrationer på adresser i Region Hovedstaden under 20

µg/m

, og 6% over denne værdi.

Figur 5.16.

Statistisk fordeling af gadekoncentrationer i 2012 i Region Hovedstaden for hhv. NO

(øverst), PM

2.5

(til venstre) og

(til højre).

I Tabel 5.3 er opsummeret statistiske nøgleparametre.

Tabel 5.3.

Statistiske parametre af gadekoncentrationer i 2012 for hhv. NO

, PM

2.5

baseret på modelberegninger for 454.259 adresser i Region Hovedstaden

Min.

Maks.

Gns.

6,7

64,6

14,7

2.5

9,0

16,2

10,3

11,6

24,6

12,8

Sammenhængen mellem befolkningstæthed og luftforurening

Som det fremgår af den geografiske fordeling af bybaggrunds- og gadekon-

centrationer er koncentrationerne generelt højere i de større byer, hvor Kø-

benhavn har de højeste koncentrationer. Højere emissionstæthed og større

udstrækning af en by vil give højere koncentrationer, og begge faktorer for-

modes at hænge sammen med befolkningstætheden.

I det følgende er der lavet en analyse af sammenhængen mellem befolknings-

tæthed og koncentrationer for at belyse sammenhængen mellem bystørrelse

og koncentrationsniveau.

Analysen er gennemført med en geografisk opløsning på 1 km x 1 km på det

danske kvadratnet. Både bybaggrunds- og gadekoncentrationer er belyst ba-

seret på Luften på din vej fra 2012. Bybaggrundskoncentrationer er allerede

på samme geografiske opløsning, men for gadekoncentrationer er der bereg-

net et gennemsnit af gadekoncentrationer ud fra alle adresser, som ligger in-

den for en given gittercelle.

Et eksisterende datasæt for befolkningen fra 2014, som ligger tæt på koncen-

trationsdata fra 2012, er anvendt. Datasættet er baseret på geokodede CPR-

oplysninger fra 2008, som er fremskrevet til 2014 med stigningstaksten for

hele landet som helhed. For Region Hovedstaden indeholder dette datasæt

1.642.583 personer, hvor Danmarks Statistik for 1. kvartal af 2014 har 1.749.405

personer, dvs. omkring 6% flere personer (www.statistikbanken.dk). Forskel-

len skyldes sandsynligvis, at befolkningen fra 2008 er fremskredet med stig-

ningstaksten for landsgennemsnittet, og Region Hovedstaden har lidt højere

befolkningstilvækst end landsgennemsnittet. Den mindre forskel formodes

kun at have lille betydning for befolkningstætheden, og marginal betydning

for sammenhængen mellem befolkningstæthed og koncentrationer.

Befolkningstætheden i 2014 og gennemsnitlige gadekoncentrationer i 2012

over gitterceller af 1 km x 1 km baseret på Luften på din vej for hhv. NO

2.5

og PM

er visualiseret i Figur 5.17. Når gennemsnittet af alle gadekon-

centrationer på adresser inden for en gittercelle beregnes, er der tale om en

udglattet værdi, hvor de højeste koncentrationer vægter mindre, fordi der ty-

pisk ikke er så mange af disse i forhold til de ofte flere adresser med lavere

koncentrationer, som ligger på mindre befærdede veje. Nulværdier forekom-

mer fordi nogle gitterceller ikke har adresser.

Figur 5.17.

Befolkningstæthed i 2014 baseret på CPR-datasæt for 2008 fremskrevet til 2014 (Øverst til venstre), Gennemsnit-

lige gadekoncentrationer i 2012 over gitterceller af 1 km x 1 km baseret på Luften på din vej for hhv. NO

(Øverst til højre), PM

2.5

(Nederst til venstre) og PM

(Nederst til højre).

Bybaggrundskoncentrationer

Figur 5.18 er vist sammenhængen mellem befolkningstæthed i 2014 og by-

baggrundskoncentrationen i 2012 på et 1 km x 1 km gitternet i Region Hove-

staden. Det ses, at der er stor variation i bybaggrundskoncentrationerne ved

lave befolkningstætheder, hvorefter bybaggrundskoncentrationen stiger

svagt ved stigende befolkningstæthed for at flade ud ved højere befolknings-

tætheder. Dette indikerer, at ved befolkningstætheder på over ca. 5.000 per-

soner pr. kvadratkilometer, er bybaggrundskoncentrationerne omkring på

samme niveau.

Figur 5.18.

Sammenhængen mellem befolkningstæthed i 2014 og bybaggrundskoncentrationen i 2012 på gitterceller af 1 km x

1 km i Region Hovedstaden for hhv. NO

(Øverst), PM

2.5

(Nederst til venstre) og PM

(Nederst til højre). Best tilpassede kurve

gennem punkterne er også vist (polynomium).

Gennemsnitlige gadekoncentrationer på gitternet

Figur 5.19 er vist sammenhængen mellem befolkningstæthed i 2014 og gen-

nemsnitlige gadekoncentrationener i 2012 på et 1 km x 1 km gitternet i Region

Hovestaden. Dette samme mønster ses stort set som for bybaggrundskoncen-

trationen. Dette skyldes sandsynligvis, at der i dette tilfælde tages et gennem-

snit af alle adresser inden for 1 km x 1 km, hvor relativt få er adresser med

meget trafik (høje koncentrationer), mens de fleste adresser vil have lav trafik

(lave koncentrationer på niveau med bybaggrundskoncentrationen).

Figur 5.19.

Sammenhængen mellem befolkningstæthed i 2014 og gennemsnittet af gadekoncentrationer i 2012 på gitterceller

af 1 km x 1 km i Region Hovedstaden for hhv. NO

(Øverst), PM

2.5

(Nederst til venstre) og PM

(Nederst til højre). Best tilpas-

sede kurve gennem punkterne er også vist (polynomium).

5.7

Udvikling på målestationerne

Luften på din vej viste den geografiske fordeling af beregnede bybaggrunds-

og gadekoncentrationer i 2012. I dette afsnit ser vi på udviklingen i koncen-

trationsniveauer siden 2012 ud fra udviklingen på målestationerne (Eller-

mann et al., 2016).

Udvikling i målinger af NO

I Figur 5.20 er vist udviklingen i årsmiddelværdien af NO

for målestationer i

Danmark. Der er følgende målestationer i Region Hovedstaden. Der er to ga-

destationer: H.C. Andersens Boulevard/1103 og Jagtvej/1297, en bybag-

grundstation H.C. Ørsted Instituttet/1259, en bybaggrund/forstadsstation i

Hvidovre/2450 samt en regional station Lille Valby-Risø. Målestationen i

Hvidovre blev først etableret i 2015. Stationers placering, målte stoffer, resul-

tater mv. er nærmere beskrevet på hjemmesiden

http://envs.au.dk/videnud-

veksling/luft/maaling/.

Der er en faldende tendens i NO

-koncentrationerne for både gade-, bybag-

grund- og regionalstationerne. Den faldende tendens skyldes for gadestatio-

ner især den løbende udskiftning af bilparken, som resulterer i lavere NO

emissioner. Lavere danske og udenlandske emissioner bidrager også til den

faldende tendens for de regionale baggrundsstationer.

I 2015 er gadekoncentrationen på H.C. Andersens Boulevard 49 µg/m

og 33

µg/m

på Jagtvej, bybaggrundskoncentrationen er 16 µg/m

på H.C. Ørsted

Instituttet og 12 µg/m

i Hvidovre, og den regionale koncentration på Lille

Valby-Risø er 8 µg/m

. Det er således kun målingerne på H.C. Andersens

Boulevard, der overskrider grænseværdien på 40 µg/m

Trafikkens bidrag til NO

-koncentrationen på H.C. Andersens Boulevard er

omkring 33 µg/m

og på Jagtvej omkring 17 µg/m

(forskellen mellem gade-

og bybaggrundskoncentration). Trafikken i gaderne bidrager således væsent-

ligt til gadekoncentrationerne, og det regionale bidrag er ikke så stort i forhold

til gadekoncentrationerne.

Busbanen ved siden af målestationen blev inddraget til regulær kørebane for

trafikken i 2010. Konsekvensen heraf var, at der i 2010 var et spring i NO

koncentrationerne på omkring 8 µg/m

, hvilket bl.a. er dokumenteret ved

samtidige parallelmålinger (Ellermann et al., 2014b). I 2016 blev målestationen

på H.C. Andersens Boulevard flyttet omkring 3 m i forhold til kørebanerne

for at genetablere afstanden mellem kørebanerne og målestationen. Springet

på de omkring 8 µg/m

forventes at forsvinde ved den genetablerede place-

ring af målestationen i forhold til vejbanerne.

Figur 5.20.

Udviklingen i årsmiddelværdien af NO

for målestationer i Danmark. Målestati-

oner i Region Hovedstaden med NO

-målinger er de to gadestationer: H.C. Andersens

Boulevard/1103 og Jagtvej/1297, en bybaggrundstation på taget af H.C. Ørsted Institut-

tet/1259, en bybaggrund/forstadsstation i Hvidovre/2450 samt en regional station Lille

Valby-Risø. Målestationen i Hvidovre blev først etableret i 2015 (Ellermann et al., 2016).

Udvikling af målinger af PM

2.5

I Figur 5.21 er vist udviklingen i årsmiddelværdien af PM

2.5

for målestationer

i Danmark.

Der er en faldende tendens i PM

2.5

-koncentrationerne for både gade- og by-

baggrundsstationen.

I 2015 er gadekoncentrationen på H.C. Andersens Boulevard 16 µg/m

, på

Jagtvej 14 µg/m

, bybaggrundskoncentrationen på H.C. Ørsted Instituttet er

12 µg/m

, bybaggrundskoncentrationen i Hvidovre er 11 µg/m

og de regio-

nale koncentrationer ved Lille Valby-Risø er 11 µg/m

. Målingerne er væsent-

ligt under grænseværdien på 25 µg/m

Trafikkens bidrag til PM

2.5

-koncentrationen på H.C. Andersens Boulevard er

omkring 4 µg/m

og på Jagtvej omkring 2 µg/m

(forskellen mellem gade- og

bybaggrundskoncentration). Der er således et meget stort baggrundsbidrag,

og trafikken i gaderne bidrager forholdsvis lidt til gadekoncentrationer.

Den løbende udskiftning af bilparken bidrager til mindre partikelemission

som følge af, at flere biler får fx partikelfilter, men udstødningsdelen udgør

en mindre del, idet ikke-udstødning spiller en stor rolle. Ikke-udstødning er

partikelemission som følge af vejslid, dækslid, bremseslid og ophvirvling

heraf. Partikelemissionen fra ikke-udstødning er afhængig af trafikmængden,

køretøjssammensætningen og rejsehastigheden, og påvirkes følgelig ikke af

fx partikelfiltre.

Den faldende tendens skyldes lavere danske og udenlandske emissioner.

2.5

har ikke været målt med samme instrumenttype i gennem hele perio-

den, hvilket forklarer noget af variationen mellem årene.

Figur 5.21.

Udviklingen i årsmiddelværdien af PM

2.5

for målestationer i Danmark. Målesta-

tioner i Region Hovedstaden med PM

2.5

-målinger er de to gadestationer: H.C. Andersens

Boulevard/1103 og Jagtvej/1297, en bybaggrundstation på taget af H.C. Ørsted Institut-

tet/1259, en bybaggrund/forstadsstation i Hvidovre/2450 samt en regional station Lille

Valby-Risø. Målestationen i Hvidovre blev først etableret i 2015 (Ellermann et al., 2016).

I Figur 5.22 er vist udviklingen i årsmiddelværdien af PM

for målestationer

i Danmark.

Der er en faldende tendens i PM

-koncentrationerne for både gade-, bybag-

grund-, og regionalstationer. Den faldende tendens skyldes lavere danske og

udenlandske emissioner. Den løbende udskiftning af bilparken bidrager til

mindre partikelemission som følge af at flere biler får fx partikelfiltre. Men

ikke-udstødningsbidraget er endnu større for PM

end for PM

2.5

, da PM

in-

deholder grovere partikler end PM

2.5

, og derved medtager en større del af

ikke-udstødningsbidraget.

I 2015 er gadekoncentrationen 29 µg/m

og 23 µg/m

på hhv. H.C. Andersens

Boulevard og Jagtvej. Der blev målt 18 µg/m

bybaggrundsstationen H.C. Ør-

sted Instituttet og 17 µg/m

på den regionale station Lille Valby-Risø. Målin-

gerne er væsentligt under grænseværdien på 40 µg/m

Trafikkens bidrag til PM

-koncentrationen på H.C. Andersens Boulevard er

omkring 11 µg/m

og på Jagtvej omkring 5 µg/m

(forskellen mellem gade-

og bybaggrundskoncentration). I forhold til PM

2.5

er der således et større ga-

debidrag, hvilket skyldes bidraget for ikke-udstødning, da udstødningsbidra-

get er det samme for PM

2.5

og PM

har ikke været målt med samme instrumenttype i gennem hele perio-

den, hvilket forklarer noget af variationen mellem årene.

Figur 5.22.

Udviklingen i årsmiddelværdien af PM

for målestationer i Danmark. Målesta-

tioner i Region Hovedstaden med PM

-målinger er de to gadestationer: H.C. Andersens

Boulevard/1103 og Jagtvej/1297, en bybaggrundstation på taget af H.C. Ørsted Institut-

tet/1259, samt en regional station Lille Valby-Risø.

Partikelantal

I Figur 5.23 er vist udviklingen i årsmiddelværdien af antallet af partikler pr.

kubikcentimeter for målestationer i Danmark, som alle er placeret i Region

Hovedstaden.

Når man tæller partikler, er antallet helt domineret af de meget små partikler,

som har meget lille masse, og derfor massemæssigt udgør en meget lille del

af fx PM

2.5

. Antallet af partikler er domineret af forbrændingspartikler som fx

kondensater mv. Ultrafine partikler er defineret som partikler med en diame-

ter under 0,1 mikrometer (PM

0.1

), og der er derfor et stort sammenfald mellem

antallet af partikler og ultrafine partikler.

Der er en faldende tendens i koncentrationerne for både gade-, bybaggrund-

og regionalstationerne. Koncentrationerne er omkring halveret over målepe-

rioden for gade- og bybaggrundskoncentrationen. Den faldende tendens skyl-

des for gadestationerne især den løbende udskiftning af bilparken, hvorved

flere køretøjer fx får partikelfilter. Introduktion af miljøzoner i 2008 for tunge

køretøjer har også bidraget.

I 2015 er gadekoncentrationen på H.C. Andersens Boulevard omkring 12.000

partikler pr. kubikcentimeter, bybaggrundskoncentrationen på omkring 4.000

på H.C. Ørsted Instituttet, og den regionale koncentration på Lille Valby-Risø

på omkring 3.000. Det er ingen grænseværdier for antallet af partikler.

Trafikkens bidrag til koncentrationen af antallet af partikler på H.C. Ander-

sens Boulevard er omkring 8.000 partikler pr. kubikcentimeter (forskellen

mellem gade- og bybaggrundskoncentration). Trafikken i gaderne bidrager

således væsentligt til gadekoncentrationerne, og det regionale bidrag er ikke

så stort i forhold til gadekoncentrationerne. På denne måde viser antallet af

partikler samme mønster som for NO

Figur 5.23.

Udviklingen i årsmiddelværdien af antallet af partikler for målestationer i Dan-

mark. Målestationer i Region Hovedstaden med målinger af partikelantal er gadestationen

H.C. Andersens Boulevard/1103, en bybaggrundstation på taget af H.C. Ørsted Institut-

tet/1259, en bybaggrund/forstadsstation i Hvidovre/2450 samt en regional station Lille

Valby-Risø. Målestationen i Hvidovre blev først etableret i 2015.

5.8

Sammenligning med WHO retningslinjer

I Tabel 5.4 sammenlignes målte koncentrationer fra 2016 i Københavnsområ-

det med EU’s grænseværdier og WHO’s retningslinjer for luftkvalitet. Målin-

ger stammer fra det nationale overvågningsprogram for luftkvalitet (Eller-

mann et al., 2017). EU’s grænseværdier er gældende lovgivning i Danmark

via implementering i danske bekendtgørelser, og Miljøstyrelsen har ansvaret

for at grænseværdierne overholdes. Såfremt grænseværdierne overskrides,

skal der udarbejdes en luftkvalitetsplan, som anviser, hvordan og hvornår

overskridelsen bringes til ophør. Verdenssundhedsorganisation (WHO) har

fremsat nogle retningslinjer for luftkvalitet (air quality guidelines). Disse ret-

ningslinjer er ikke juridisk bindende, og kan betragtes som anbefalinger til

verdens lande.

Tabel 5.4.

Sammenligning mellem EU-grænseværdier og WHO-retningslinjer og målte koncentrationer i Kø-

benhavn i 2016

Stof

2.5

EU-grænseværdi

(µg/m

)

Årsmiddel (25)

Årsmiddel (40)

WHO-retningslinjer

(µg/m

)

Årsmiddel (10)

Årsmiddel (20)

Årsmiddel (40)

Målt på målestationer i 2016 (µg/m

)

Trafikerede ga-

Bybaggrund

Landområder

der

(hustag)

13-15

23-28

33-47

Kun overskridelse af EU-grænseværdi på H.C. Andersens Boulevard i København. Interval dækker over de to gadestationer.

Målestationer i trafikerede gader er H.C. Andersens Boulevard og Jagtvej i

København, bybaggrundsmålingen er foretaget på taget af H.C. Ørstedsinsti-

tuttet, og for landområder er det en målestation ved Risø nord for Roskilde.

Mht. overskridelse af EU’s grænseværdier for luftkvalitet er det kun NO

som

årsmiddelværdi som overskrides i 2016, hvilket sker på H.C. Andersens Bou-

levard i København, som er en af Danmarks mest befærdede bygader.

WHO’s retningslinjer er lidt under halvdelen af EU’s grænseværdier for PM

2.5

og halvdelen for PM

, mens de er ens for NO

I forhold til WHO’s retningslinjer for PM

2.5

ses, at retningslinjerne er overskre-

det i gadeniveau, tangeret i bybaggrund men ikke overskredet i landområder.

WHO’s retningslinjer for PM

er kun overskredet i gaderne.

Målte værdier overskrider også WHO’s retningslinjer for NO

på H.C. Ander-

sens Boulevard.

Udvikling fra 2014 til 2025

Udviklingen fra 2014 til 2025 i bybaggrundsforureningen som middel over

Region Hovedstaden er vist i Tabel 5.5, baseret på modelberegninger

(DEHM/UBM). Alle stoffer reduceres undtagen årsmiddelkoncentrationen af

ozon, som stiger pga. faldende NO

-emissioner.

Tabel 5.5.

Bybaggrundsforureningen som middel over Region Hovedstaden i 2014 og

2025 beregnet med DEHM/UBM (µg/m

)

Årstal

2014

2025

Forskel (µg/m

)

-5

-4

-2

2.5

-2

I forhold til WHO’s retningslinjer vil reduktionen i PM

2.5

bidrage til, at det

kunne være muligt at overholde WHO’s retningslinjer i landområder, men

der vil sandsynligvis stadigvæk være overskridelser i bybaggrund og i sær-

deleshed i bygader.

Reduktion i PM

vil reducere koncentrationerne i gader, men niveauerne vil

stadigvæk overskride WHO’s retningslinjer i trafikerede gader.

Reduktion i NO

vil bidrage til, at WHO’s retningslinjer overholdes i trafike-

rede gader, da vejtrafikken også er en af de emissionssektorer, som vil redu-

cere NO

-emissionen fremover, og dermed også reducere gadebidraget.

Den geografiske variation af de stoffer, som indgår i DEHM/UBM, er vist i

bilag 1 i 2014 og 2025, og er næsten ens i de to år. Stoffer inkluderet er: NO

(kvælstofdioxider), NO

(kvælstofdioxid), O

(ozon), CO (kulilte), PM

(mas-

sen af partikler under 10 mikrometer), PM

2.5

(massen af partikler under 10

mikrometer), BC (Black carbon/sod), SO

(svovldioxid), SO

(sulfat), NO

(ni-

trat), NH

(ammonium), NH

(ammoniak), OC (organisk kulstof), SOA (se-

kundære organiske partikler), og havsalt (fra havsprøjt).

Kildeopgørelse

I dette kapitel beskrives en kildeopgørelse for Region Hovedstaden.

Først redegøres for en emissionsopgørelse, hvor totale emissioner og deres

fordeling på kilder vises, og hvordan de er fordelt geografisk.

Dernæst vises kildebidragene til bybaggrundskoncentrationen, hvorved der

skabes et overblik over, hvor meget de forskellige emissionskilder bidrager til

koncentrationen for de forskellige stoffer (i mikrogram pr. kubikmeter og i

procent).

For det tredje vises kildebidragene for 98 gader i København, som også indgår

i det nationale overvågningsprogram for luftkvalitet. Endvidere vises en mere

detaljeret kildeopgørelse for Jagtvej i København, hvor der også er en måle-

station. Denne analyse viser, hvor meget de enkelte køretøjskategorier bidra-

ger til gadekoncentrationen, og hvor meget bybaggrundsforureningen andra-

ger.

I analysen af kildebidrag er det valgt at fokusere på koncentrationsbidragene

til NO

, NO

, PM

og PM

2.5

samt ozon. NO

og NO

er gode indikatorer for

forbrændingsprocesser, hvor trafik er en dominerende kilde. Der er helbreds-

relaterede grænseværdier for NO

, hvor grænseværdien som årsmiddelværdi

på 40 µg/m

er overskredet ved målestationen på H.C. Andersens Boulevard

i København (Ellermann et al. 2016). PM

og PM

2.5

består af en lang række

kilder og lang-transporteret luftforurening spiller en stor rolle. Der er hel-

bredsrelaterede grænseværdier for PM

på 40 µg/m

som årsmiddelværdi og

for PM

2.5

på 25 µg/m

som årsmiddelværdi, som ikke er overskredet på måle-

stationerne i Danmark. Af PM

2.5

og PM

er det PM

2.5

som indgår i beregnin-

gerne af helbredseffekter.

(kvælstofmonooxid (NO)+kvælstofdioxid (NO

)) dannes i forbindelse

med forbrændingsprocesser, hvor høj temperatur sammen med ilt oxiderer

luftens frie kvælstof (N

) til NO og NO

. Den del som emitteres som NO

be-

tegnes direkte emitteret NO

. NO kan i atmosfæren omdannes til NO

i reak-

tioner med ozon. NO

er således både en direkte emitteret og en sekundær

dannet luftforurening.

Ozon dannes ud fra emissioner af kvælstof- og kulbrinteforbindelser på en

stor geografisk skala afhængig af sollys og temperatur. Danske kilder bidra-

ger til ozondannelsen på stor skala sammen med europæiske kilder, men dan-

ske kilder har lille indflydelse på det generelle ozonniveau. Endvidere vurde-

res det, at der er meget lille nettoproduktion af ozon under danske klimatiske

forhold. Ozonniveauerne i Danmark er derfor primært ”importeret”. Faktisk

stiger ozon over Danmark i luftkvalitetsberegninger, hvor danske emissions-

kilder er fjernet, så danske emissionskilder bidrager til en reduktion i ozon

over Danmark, men til gengæld til en stigning i afstande over 500 km væk fra

Danmark. Grunden til at ozonniveauerne i Danmark ville stige, hvis NO

(NO+NO

) emissioner reduceres er, at NO reagerer med ozon under dannelse

af NO

, og mindre NO vil derfor give højere ozonkoncentrationer under dan-

ske forhold.

6.1

Emissionsopgørelse

Totale emissioner

I Tabel 6.1 er vist emissioner i Region Hovedstaden fordelt på emissionskilder

i 2014, i Tabel 6.2 tilsvarende for 2025 og i Tabel 6.3 er den procentvise forskel

i emissioner mellem 2014 og 2025 vist. Bidraget fra international søfart inden

for 25 km af regionen (Øresund) er også vist.

For NO

er den største kilde vejtransport (SNAP07), mens det for partikler er

brændeovne og pillefyr mv. (SNAP0202). Dette gælder i både 2014 og 2025.

Det ses også, at international søfart inden for 25 km af regionen er en betydelig

kilde, da den for NO

er omkring 2/3 af alle NO

-emissionerne i Region Ho-

vedstaden i 2014, og er af samme størrelse i 2025. For partikler udgør katego-

rien International søfart en mindre del i forhold til emissionerne i regionen i

både 2014 og 2025. Som det fremgår senere i dette kapitel, er kildebidraget

ikke tilsvarende stort til bybaggrundskoncentrationen pga. den dominerende

sydvestlige vindretning, som blæser forureningen væk fra regionen, og pga.

afstanden fra skibsruterne til landområderne.

De totale emissioner forventes at blive reduceret for NO

, PM

og PM

2.5

med

hhv. 33%, 12% og 18%.

For den internationale skibstrafik forventes NO

emissionerne at stige lidt

(2%), mens både PM

og PM

2.5

forventes at falde med 31% fra 2014 til 2025.

Tabel 6.1.

Emissioner i Region Hovedstaden i 2014 fordelt på emissionskilder. Bidraget for international søfart inden for 25

km af regionen er også vist (tons).

SNAP kode

SNAP01

SNAP0201

SNAP0202

SNAP0203

SNAP03

SNAP04

SNAP05

SNAP06

SNAP07

SNAP0801

SNAP0802

SNAP080402

SNAP080403

SNAP080501

SNAP080502

SNAP080503

SNAP0806

SNAP0807

SNAP0808

SNAP0809

SNAP0811

SNAP09

SNAP3B

SNAP3D

SNAP3F-I

SNIP

Total

Beskrivelse

Kraftvarme- og fjernvarmeværker, herunder affaldsforbrændingsanlæg

Ikke-industriel forbrænding, handel og service

Ikke-industriel forbrænding, husholdninger

Ikke-industriel forbrænding, landbrug og gartneri f.eks. forbrænding i husholdninger og

handel og service

Fremstillingsvirksomhed og bygge- og anlægsvirksomhed

Industrielle processer

Udledninger i forbindelse med udvinding, behandling, lagring og transport af olie og

gas

Anvendelse af produkter

Vej transport

Militær

Jernbaner

National søfart

National fiskeri

National LTO (Landing, Take, Off) (start og landing, < 3000 fod)

International LTO (Landing, Take, Off) (start og landing, < 3000 fod)

National flytrafik (> 3000 fod) Luftfart - kun lufthavnstrafik

Maskiner og redskaber i landbrug

Maskiner og redskaber i skovbrug

Maskiner og redskaber i industri – inklusiv ikke-vejgående maskiner

Maskiner og redskaber i have/hushold

Maskiner og redskaber i handel og service

Affaldsbehandling, eksklusiv affaldsforbrænding

Landbrug, husdyrgødning

Landbrug, landbrugsjorde

Landbrug, øvrige kilder i landbruget

International søfart inden for 25 km af Region Hovedstaden

Alle emissioner i Region Hovedstaden (ekskl. international søfart)

NOx

296

268

706

346

828

373

528

108

176

907

170

976

150

145

1949

2.5

110

1900

417

227

2843

332

587

228

3492

Tabel 6.2.

Emissioner i Region Hovedstaden i 2025 fordelt på emissionskilder. Bidraget for international søfart inden for 25

km af regionen er også vist (tons).

SNAP kode

SNAP01

SNAP0201

SNAP0202

SNAP0203

SNAP03

SNAP04

SNAP05

SNAP06

SNAP07

SNAP0801

SNAP0802

SNAP080402

SNAP080403

SNAP080501

SNAP080502

SNAP080503

SNAP0806

SNAP0807

SNAP0808

SNAP0809

SNAP0811

SNAP09

SNAP3B

SNAP3D

SNAP3F-I

SNIP

Total

Beskrivelse

Kraftvarme- og fjernvarmeværker, herunder affaldsforbrændingsanlæg

Ikke-industriel forbrænding, handel og service

Ikke-industriel forbrænding, husholdninger

Ikke-industriel forbrænding, landbrug og gartneri f.eks. forbrænding i husholdninger og

handel og service

Fremstillingsvirksomhed og bygge- og anlægsvirksomhed

Industrielle processer

Udledninger i forbindelse med udvinding, behandling, lagring og transport af olie og

gas

Anvendelse af produkter

Vej transport

Militær

Jernbaner

National søfart

National fiskeri

National LTO (Landing, Take, Off) (start og landing, < 3000 fod)

International LTO (Landing, Take, Off) (start og landing, < 3000 fod)

National flytrafik (> 3000 fod) Luftfart - kun lufthavnstrafik

Maskiner og redskaber i landbrug

Maskiner og redskaber i skovbrug

Maskiner og redskaber i industri – inklusiv ikke-vejgående maskiner

Maskiner og redskaber i have/hushold

Maskiner og redskaber i handel og service

Affaldsbehandling, eksklusiv affaldsforbrænding

Landbrug, husdyrgødning

Landbrug, landbrugsjorde

Landbrug, øvrige kilder i landbruget

International søfart inden for 25 km af Region Hovedstaden

Alle emissioner i Region Hovedstaden (ekskl. international søfart)

NOx

3100

179

754

315

3945

159

623

115

466

224

1000

1014

190

1588

415

484

158

3063

2.5

136

1551

287

157

2330

Tabel 6.3.

Procentvis forskel i emissioner i Region Hovedstaden mellem 2014 og 2025 fordelt på emissionskilder. Bidraget

for international søfart inden for 25 km af regionen er også vist (%).

SNAP kode

SNAP01

SNAP0201

SNAP0202

SNAP0203

SNAP03

SNAP04

SNAP05

SNAP06

SNAP07

SNAP0801

SNAP0802

SNAP080402

SNAP080403

SNAP080501

SNAP080502

SNAP080503

SNAP0806

SNAP0807

SNAP0808

SNAP0809

SNAP0811

SNAP09

SNAP3B

SNAP3D

SNAP3F-I

SNIP

Total

Beskrivelse

Kraftvarme- og fjernvarmeværker, herunder affaldsforbrændingsanlæg

Ikke-industriel forbrænding, handel og service

Ikke-industriel forbrænding, husholdninger

Ikke-industriel forbrænding, landbrug og gartneri f.eks. forbrænding i husholdninger og

handel og service

Fremstillingsvirksomhed og bygge- og anlægsvirksomhed

Industrielle processer

Udledninger i forbindelse med udvinding, behandling, lagring og transport af olie og

gas

Anvendelse af produkter

Vej transport

Militær

Jernbaner

National søfart

National fiskeri

National LTO (Landing, Take, Off) (start og landing, < 3000 fod)

International LTO (Landing, Take, Off) (start og landing, < 3000 fod)

National flytrafik (> 3000 fod) Luftfart - kun lufthavnstrafik

Maskiner og redskaber i landbrug

Maskiner og redskaber i skovbrug

Maskiner og redskaber i industri – inklusiv ikke-vejgående maskiner

Maskiner og redskaber i have/hushold

Maskiner og redskaber i handel og service

Affaldsbehandling, eksklusiv affaldsforbrænding

Landbrug, husdyrgødning

Landbrug, landbrugsjorde

Landbrug, øvrige kilder i landbruget

International søfart inden for 25 km af Region Hovedstaden

Alle emissioner i Region Hovedstaden (ekskl. international søfart)

NOx

-33

-16

-9

-6

-8

-52

-40

-57

-59

-64

-74

-49

-21

-59

-2

-3

-33

-16

-19

-41

-8

-18

-73

-99

-45

-71

-31

-74

-2

-5

-6

-31

-12

2.5

-17

-18

-30

-11

-31

-73

-99

-30

-71

-32

-74

-2

-7

-31

-18

Geografisk fordeling af emissioner

I Figur 6.1 er vist den geografiske fordeling af de totale emissioner fra alle

kilder i Region Hovedstaden i 2014.

-emissionerne følger generelt befolkningstæthed og vejtransport.

2.5

-emissioner har et noget andet mønster end NO

, idet brændeovne

betyder mere, og derfor er der også relativt højere emissioner i mindre

befolkede områder.

Den geografiske fordeling i 2025 er stort ens med 2014, og er derfor ikke vist.

Figur 6.1.

Geografisk fordeling af totale emissioner i tons fra alle kilder i Region Hovedstaden i 2014 (alle SNAP-koder). NO

(venstre), PM

2.5

(højre). Enhed tons/km

/år.

Figur 6.2 viser den geografisk fordeling af emissioner fra vejtransport, hvor

især København og andre større byer samt de store transportkooridorer har

de højeste emissioner. Den geografiske fordeling er stort set ens for NO

2.5

, idet emissionerne er fra samme kilde.

Figur 6.3 viser den geografisk fordeling af emissioner fra brændeovne, hvor

de højere emissioner er uden for de større byer i områder med lavere

befolkningstæthed. Den geografiske fordeling er stort set ens for NO

2.5

, idet emissionerne er fra samme kilde.

Figur 6.2.

Geografisk fordeling af emissioner fra vejtransport i Region Hovedstaden i 2014 (SNAP07). NO

(venstre), PM

2.5

(højre). Enhed tons/km

/år.

Figur 6.3.

Geografisk fordeling af emissioner fra brændeovne i Region Hovedstaden i 2014 (SNAP0202). NO

(venstre), PM

2.5

(højre). SNAP0202 indeholder også mindre bidrag fra individuel boligopvarmning med olie og naturgas. Enhed tons/km

/år.

6.2

Kildebidrag fra Region Hovedstaden til Region Hovedsta-

den

Kildebidrag fra emissioner i Region Hovedstaden til bybaggrundskoncentra-

tionen i Region Hovedstaden i 2014

I Figur 6.4 er vist koncentrationsbidraget fra emissionskilder til gennemsnits-

koncentrationen af bybaggrundsforureningen over Region Hovedstaden i

2014. Det er altså hvor mange mikrogram pr. kubikmeter de enkelte emissi-

onskilder bidrager med. Tallene bag figuren er i Tabel 6.4. I Tabel 6.5 er end-

videre vist det procentvise bidrag fra alle kilder, og i Tabel 6.6 det procentvise

bidrag kun fra alle emissionskilder i Region Hovedstaden.

Resultaterne er fordelt på de 10 hovedemissionssektorer med relevante un-

deropdelinger (SNAP-koder). Herudover er der en række bidrag. Bidraget fra

den regionale baggrundsforurening er modelleret med DEHM, som indehol-

der bidraget fra udenlandske kilder og danske kilder længere væk end 25 km

fra Region Hovedstaden. Endvidere vises bidraget fra nabokommuner til Re-

gion Hovedstaden, som dækker over bidragene fra emissioner, som er 25 km

opstrøms fra regionen. Bidraget fra international søfart inden for 25 km (Øre-

sund) er også vist særskilt, ligesom ukendt partikelmasse.

Figur 6.4.

Bybaggrundsluftforureningen i Region Hovedstaden i 2014 og forskellige kilders bidrag hertil (enhed µg/m

). Bybag-

grundsforureningen er her gennemsnittet over de 1 km x 1 km gitterceller, som dækker Region Hovedstaden. Undersektorer er

samlet i hovedsektorer i signaturforklaring, men kan ses i Tabel 6.4.

Tabel 6.4.

Koncentrationsbidrag fra forskellige kilder i Region Hovedstaden til bybaggrundsluftforureningen som middel over

Region Hovedstaden i 2014 (enhed µg/m

Bidrag opdelt på kildetyper

SNAP01

SNAP0201

SNAP0202

SNAP0203

SNAP03

SNAP04

SNAP05

SNAP06

SNAP07

SNAP0801

SNAP0802

Kraftvarme- og fjernvarmeværker, herunder affaldsfor-

brændingsanlæg

Ikke-industriel forbrænding, handel og service

Ikke-industriel forbrænding, husholdninger

Ikke-industriel forbrænding, f.eks. forbrænding i hus-

holdninger og handel og service

Fremstillingsvirksomhed og bygge- og anlægsvirksom-

hed

Industrielle processer

Udledninger i forbindelse med udvinding, behandling,

lagring og transport af olie og gas

Anvendelse af produkter

Vej transport

Militær

Jernbaner

0,74

0,09

0,26

0,01

0,17

0,02

0,00

4,13

0,02

0,17

0,00

0,02

0,12

0,06

0,11

0,00

0,43

0,00

0,02

0,01

0,00

0,23

0,00

6,63

0,83

7,96

0,75

0,00

16,20

0,49

0,06

0,19

0,01

0,12

0,01

0,00

3,09

0,02

0,12

0,00

0,01

0,09

0,04

0,09

0,00

0,29

0,00

0,01

0,00

0,17

0,00

5,20

0,68

7,33

0,76

0,00

14,00

-0,48

-0,06

-0,18

-0,01

-0,12

-0,01

-3,01

-0,01

-0,12

-0,01

-0,09

-0,04

-0,08

-0,28

-0,01

-0,17

-5,08

-0,66

72,1

-0,76

65,6

0,03

0,02

0,67

0,01

0,15

0,01

0,03

0,25

0,00

0,01

0,00

0,03

0,00

0,03

0,01

0,09

0,00

1,35

0,02

10,20

0,15

2,57

14,30

2.5

0,03

0,02

0,67

0,01

0,15

0,01

0,03

0,25

0,00

0,01

0,00

0,03

0,00

0,03

0,01

0,09

0,00

1,35

0,02

10,20

0,15

2,57

14,30

SNAP080402 National søfart

SNAP080403 National fiskeri

SNAP080501 National LTO (start og landing, < 3000 fod)

SNAP080502 International LTO (start og landing, < 3000 fod)

SNAP080503 National flytrafik (> 3000 fod) Luftfart - kun lufthavns-

SNAP0806

SNAP0807

SNAP0808

SNAP0809

SNAP0811

SNAP09

SNAP3B

SNAP3D

SNAP3F-I

SNAP Alle

SNIP INT

DEHM

Urban BG

Ukendt

Total

trafik

Maskiner og redskaber i landbrug

Maskiner og redskaber i skovbrug

Maskiner og redskaber i industri – inklusiv ikke-vejgå-

ende maskiner

Maskiner og redskaber i have/hushold

Maskiner og redskaber i handel og service

Affaldsbehandling, eksklusiv affaldsforbrænding

Landbrug, husdyrgødning

Landbrug, landbrugsjorde

Landbrug, øvrigt

Region Hovedstaden – alle kilder

International søfart < 25 km

Regional baggrund (model)

Nabokommuner < 25 km

Ukendt masse PM2.5 (fra målinger)

Alle kilder; Ind- og udland

Tabel 6.5

Koncentrationsbidrag i % fra forskellige kilder i Region Hovedstaden i forhold til den totale luftforurening for bybag-

grundsluftforureningen som middel over Region Hovedstaden i 2014.

Bidrag opdelt på kildetyper

SNAP01

SNAP0201

SNAP0202

SNAP0203

SNAP03

SNAP04

SNAP05

SNAP06

SNAP07

SNAP0801

SNAP0802

Kraftvarme- og fjernvarmeværker, herunder affaldsfor-

brændingsanlæg

Ikke-industriel forbrænding, handel og service

Ikke-industriel forbrænding, husholdninger

Ikke-industriel forbrænding, f.eks. forbrænding i hus-

holdninger og handel og service

Fremstillingsvirksomhed og bygge- og anlægsvirksom-

hed

Industrielle processer

Udledninger i forbindelse med udvinding, behandling,

lagring og transport af olie og gas

Anvendelse af produkter

Vej transport

Militær

Jernbaner

0,0

25,6

0,1

1,1

0,0

0,1

0,8

0,3

0,7

0,0

2,6

0,0

0,1

0,0

1,4

0,0

41,0

5,1

49,2

4,6

0,0

100

0,0

22,1

0,1

0,9

0,0

0,1

0,6

0,3

0,6

0,0

2,1

0,0

0,1

0,0

1,2

0,0

37,2

4,9

52,4

5,5

0,0

100

0,0

-4,6

0,0

-0,2

0,0

-0,1

0,0

-0,4

0,0

-0,3

0,0

-7,8

-1,0

109,9

-1,2

0,0

100

0,1

0,2

1,8

0,0

0,2

0,0

0,2

0,1

0,6

0,0

9,5

0,1

71,3

1,1

18,0

100

0,0

0,2

1,6

0,0

0,1

0,0

0,2

0,0

0,2

0,0

0,1

0,0

9,1

0,2

71,8

0,9

18,0

100

1,1

0,1

0,9

0,1

-0,2

0,0

0,1

1,1

0,0

0,3

0,1

0,0

0,1

4,6

0,6

1,6

3,5

0,5

1,3

-0,7

-0,1

-0,3

0,2

0,1

4,7

0,2

0,1

5,7

2.5

SNAP080402 National søfart

SNAP080403 National fiskeri

SNAP080501 National LTO (start og landing, < 3000 fod)

SNAP080502 International LTO (start og landing, < 3000 fod)

SNAP080503 National flytrafik (> 3000 fod) Luftfart - kun lufthavns-

SNAP0806

SNAP0807

SNAP0808

SNAP0809

SNAP0811

SNAP09

SNAP3B

SNAP3D

SNAP3F-I

SNAP Alle

SNIP INT

DEHM

Urban BG

Ukendt

Total

trafik

Maskiner og redskaber i landbrug

Maskiner og redskaber i skovbrug

Maskiner og redskaber i industri – inklusiv ikke-vejgå-

ende maskiner

Maskiner og redskaber i have/hushold

Maskiner og redskaber i handel og service

Affaldsbehandling, eksklusiv affaldsforbrænding

Landbrug, husdyrgødning

Landbrug, landbrugsjorde

Landbrug, øvrigt

RH – alle kilder

International skibstrafik < 25 km

Regional baggrund (model)

Nabokommuner < 25 km

Ukendt masse PM2,5 (fra målinger)

Alle kilder; Ind- og udland

Tabel 6.6

Koncentrationsbidrag i % fra forskellige kilder i Region Hovedstaden i forhold til den samlede luftforurening, som skyl-

des kilder i Region Hovedstaden for bybaggrundsluftforureningen som middel over Region Hovedstaden i 2014.

Bidrag opdelt på kildetyper

SNAP01

SNAP0201

SNAP0202

SNAP0203

SNAP03

SNAP04

SNAP05

SNAP06

SNAP07

SNAP0801

SNAP0802

Kraftvarme- og fjernvarmeværker, herunder affaldsfor-

brændingsanlæg

Ikke-industriel forbrænding, handel og service

Ikke-industriel forbrænding, husholdninger

Ikke-industriel forbrænding, f.eks. forbrænding i hus-

holdninger og handel og service

Fremstillingsvirksomhed og bygge- og anlægsvirksom-

hed

Industrielle processer

Udledninger i forbindelse med udvinding, behandling,

lagring og transport af olie og gas

Anvendelse af produkter

Vej transport

Militær

Jernbaner

0,0

0,1

62,3

0,3

2,6

0,0

0,3

1,8

0,8

1,6

0,0

6,4

0,1

0,2

0,0

3,4

0,0

100

0,0

59,4

0,3

2,4

0,0

0,2

1,7

0,8

1,7

0,0

5,6

0,1

0,2

0,0

3,4

0,0

100

0,0

59,2

0,3

2,4

0,0

0,2

1,7

0,8

1,7

0,0

5,5

0,1

0,2

0,0

3,3

0,0

100

0,7

1,9

18,6

0,0

0,3

0,0

0,1

0,0

0,5

0,0

2,0

0,1

0,3

2,1

0,6

6,6

0,3

100

0,1

2,2

17,4

0,0

0,4

0,0

0,1

0,0

0,7

0,0

2,6

0,1

0,4

2,7

0,3

0,7

0,4

100

2,6

0,3

2,4

0,3

2,4

0,3

0,7

11,2

0,4

3,0

0,1

0,2

1,0

1,3

11,2

1,4

4,0

9,5

1,2

3,6

9,4

1,2

3,5

2,2

1,3

49,2

2,2

1,7

63,1

2.5

SNAP080402 National søfart

SNAP080403 National fiskeri

SNAP080501 National LTO (start og landing, < 3000 fod)

SNAP080502 International LTO (start og landing, < 3000 fod)

SNAP080503 National flytrafik (> 3000 fod) Luftfart - kun lufthavns-

SNAP0806

SNAP0807

SNAP0808

SNAP0809

SNAP0811

SNAP09

SNAP3B

SNAP3D

SNAP3F-I

SNAP Alle

trafik

Maskiner og redskaber i landbrug

Maskiner og redskaber i skovbrug

Maskiner og redskaber i industri – inklusiv ikke-vejgå-

ende maskiner

Maskiner og redskaber i have/hushold

Maskiner og redskaber i handel og service

Affaldsbehandling, eksklusiv affaldsforbrænding

Landbrug, husdyrgødning

Landbrug, landbrugsjorde

Landbrug, øvrigt

Region Hovedstaden – alle kilder

Kildebidrag fra emissioner i Region Hovedstaden til bybaggrundskoncentra-

tionen i Region Hovedstaden i 2025

I Figur 6.5 er vist koncentrationsbidraget fra emissionskilder til gennemsnits-

koncentrationen af bybaggrundsforureningen over Region Hovedstaden i

2025. Det er altså hvor mange mikrogram pr. kubikmeter de enkelte emissi-

onskilder bidrager med. Tallene bag figuren er i Tabel 6.7. I Tabel 6.8 er end-

videre vist det procentvise bidrag fra alle kilder, og i Tabel 6.9 det procentvise

bidrag kun fra alle emissionskilder i Region Hovedstaden

Figur 6.5.

Bybaggrundsluftforureningen i Region Hovedstaden i 2025 og forskellige kilders bidrag hertil (enhed µg/m

). Bybag-

grundsforureningen er her gennemsnittet over de 1 km x 1 km gitterceller, som dækker Region Hovedstaden. Undersektorer er

samlet i hovedsektorer i signaturforklaring, men kan ses i Tabel 6.7.

Tabel 6.7.

Koncentrationsbidrag fra forskellige kilder i Region Hovedstaden til bybaggrundsluftforureningen som middel over

Region Hovedstaden i 2025 (enhed µg/m

Bidrag opdelt på kildetyper

SNAP01

SNAP0201

SNAP0202

SNAP0203

SNAP03

SNAP04

SNAP05

SNAP06

SNAP07

SNAP0801

SNAP0802

Kraftvarme- og fjernvarmeværker, herunder affaldsfor-

brændingsanlæg

Ikke-industriel forbrænding, handel og service

Ikke-industriel forbrænding, husholdninger

Ikke-industriel forbrænding, f.eks. forbrænding i hus-

holdninger og handel og service

Fremstillingsvirksomhed og bygge- og anlægsvirksom-

hed

Industrielle processer

Udledninger i forbindelse med udvinding, behandling,

lagring og transport af olie og gas

Anvendelse af produkter

Vej transport

Militær

Jernbaner

0,00

1,96

0,01

0,07

0,00

0,02

0,15

0,06

0,04

0,00

0,21

0,00

0,01

0,00

0,30

0,00

4,16

0,85

5,86

0,52

11,4

0,00

1,63

0,01

0,06

0,00

0,01

0,12

0,05

0,03

0,00

0,17

0,00

0,01

0,00

0,25

0,00

3,54

0,72

5,45

0,50

10,2

0,00

-1,59

-0,01

-0,06

0,00

-0,01

-0,11

-0,05

-0,03

0,00

-0,17

0,00

-0,01

0,00

-0,25

0,00

-3,47

-0,71

72,9

-0,50

68,2

0,01

0,02

0,21

0,00

0,01

0,00

0,03

0,01

0,08

0,00

1,20

0,01

8,8

0,14

2,24

12,4

0,00

0,02

0,12

0,00

0,01

0,00

0,03

0,00

0,01

0,00

0,84

0,01

6,81

0,09

1,70

9,5

0,16

0,02

0,13

0,01

-0,12

-0,01

0,01

0,19

0,00

0,04

0,01

-0,01

0,02

0,01

0,78

0,06

0,28

0,60

0,05

0,23

-0,58

-0,05

-0,22

0,04

0,02

0,54

0,03

0,01

0,53

2.5

SNAP080402 National søfart

SNAP080403 National fiskeri

SNAP080501 National LTO (start og landing, < 3000 fod)

SNAP080502 International LTO (start og landing, < 3000 fod)

SNAP080503 National flytrafik (> 3000 fod) Luftfart - kun lufthavnstra-

fik

SNAP0806

SNAP0807

SNAP0808

SNAP0809

SNAP0811

SNAP09

SNAP3B

SNAP3D

SNAP3F-I

SNAP Alle

SNIP INT

DEHM

Urban BG

Ukendt

Total

Maskiner og redskaber i landbrug

Maskiner og redskaber i skovbrug

Maskiner og redskaber i industri – inklusiv ikke-vejgå-

ende maskiner

Maskiner og redskaber i have/hushold

Maskiner og redskaber i handel og service

Affaldsbehandling, eksklusiv affaldsforbrænding

Landbrug, husdyrgødning

Landbrug, landbrugsjorde

Landbrug, øvrigt

RH – alle kilder

International skibstrafik < 25 km

Regional baggrund (model)

Nabokommuner < 25 km

Ukendt masse PM2.5 (fra målinger)

Alle kilder; Ind- og udland

Tabel 6.8.

Koncentrationsbidrag i % fra forskellige kilder i Region Hovedstaden i forhold til den totale luftforurening for bybag-

grundsluftforureningen som middel over Region Hovedstaden i 2025.

Bidrag opdelt på kildetyper

2.5

SNAP01

SNAP0201

SNAP0202

SNAP0203

SNAP03

SNAP04

SNAP05

SNAP06

SNAP07

SNAP0801

SNAP0802

Kraftvarme- og fjernvarmeværker, herunder affaldsfor-

brændingsanlæg

Ikke-industriel forbrænding, handel og service

Ikke-industriel forbrænding, husholdninger

Ikke-industriel forbrænding, f.eks. forbrænding i hus-

holdninger og handel og service

Fremstillingsvirksomhed og bygge- og anlægsvirksom-

hed

Industrielle processer

Udledninger i forbindelse med udvinding, behandling,

lagring og transport af olie og gas

Anvendelse af produkter

Vej transport

Militær

Jernbaner

6,9

0,5

2,5

0,1

1,4

0,1

0,0

17,3

0,1

0,7

0,0

0,2

1,3

0,5

0,4

0,0

1,9

0,0

0,1

0,0

2,6

0,0

36,6

7,5

51,4

4,5

0,0

100

5,9

0,5

2,2

0,1

1,2

0,1

0,0

15,9

0,1

0,6

0,0

0,1

1,1

0,5

0,3

0,0

1,7

0,0

0,1

0,0

2,5

0,0

34,6

7,1

53,3

4,9

0,0

100

-0,9

-0,1

-0,3

0,0

-0,2

0,0

-2,3

0,0

-0,1

0,0

-0,2

-0,1

0,0

-0,2

0,0

-0,4

0,0

-5,1

-1,0

106,9

-0,7

0,0

100

0,4

0,1

4,4

0,1

0,0

1,5

0,1

0,2

1,7

0,0

0,1

0,0

0,2

0,1

0,7

0,0

9,6

0,1

71,1

1,1

18,0

100

0,3

0,1

5,6

0,1

0,0

0,4

0,0

0,2

1,3

0,0

0,1

0,0

0,3

0,0

0,1

0,0

8,9

0,1

72,1

0,9

18,0

100

SNAP080402 National søfart

SNAP080403 National fiskeri

SNAP080501 National LTO (start og landing, < 3000 fod)

SNAP080502 International LTO (start og landing, < 3000 fod)

SNAP080503 National flytrafik (> 3000 fod) Luftfart - kun lufthavnstra-

fik

SNAP0806

Maskiner og redskaber i landbrug

SNAP0807

SNAP0808

SNAP0809

SNAP0811

SNAP09

SNAP3B

SNAP3D

SNAP3F-I

SNAP Alle

SNIP INT

DEHM

Urban BG

Ukendt

Total

Maskiner og redskaber i skovbrug

Maskiner og redskaber i industri – inklusiv ikke-vejgå-

ende maskiner

Maskiner og redskaber i have/hushold

Maskiner og redskaber i handel og service

Affaldsbehandling, eksklusiv affaldsforbrænding

Landbrug, husdyrgødning

Landbrug, landbrugsjorde

Landbrug, øvrigt

RH – alle kilder

International skibstrafik < 25 km

Regional baggrund (model)

Nabokommuner < 25 km

Ukendt masse PM2.5 (fra målinger)

Alle kilder; Ind- og udland

Tabel 6.9.

Koncentrationsbidrag i % fra forskellige kilder i Region Hovedstaden i forhold til den samlede luftforurening, som

skyldes kilder i Region Hovedstaden for bybaggrundsluftforureningen som middel over Region Hovedstaden i 2025.

Bidrag opdelt på kildetyper

2.5

SNAP01

SNAP0201

SNAP0202

SNAP0203

SNAP03

SNAP04

SNAP05

SNAP06

SNAP07

SNAP0801

SNAP0802

Kraftvarme- og fjernvarmeværker, herunder affaldsfor-

brændingsanlæg

Ikke-industriel forbrænding, handel og service

Ikke-industriel forbrænding, husholdninger

Ikke-industriel forbrænding, f.eks. forbrænding i hus-

holdninger og handel og service

Fremstillingsvirksomhed og bygge- og anlægsvirksom-

hed

Industrielle processer

Udledninger i forbindelse med udvinding, behandling,

lagring og transport af olie og gas

Anvendelse af produkter

Vej transport

Militær

Jernbaner

18,8

1,5

6,8

0,2

3,8

0,4

0,0

0,1

47,2

0,3

1,8

0,0

0,4

3,5

1,4

1,0

0,0

5,2

0,1

0,3

0,1

7,1

0,0

100

16,9

1,4

6,4

0,2

3,6

0,4

0,0

0,1

45,9

0,3

1,7

0,0

0,4

3,3

1,4

1,0

0,0

4,8

0,1

0,3

0,2

0,1

7,1

0,1

100

16,8

1,4

6,4

0,2

3,6

0,3

0,0

0,1

45,9

0,3

1,7

0,0

0,3

3,2

1,4

1,0

0,0

4,8

0,1

0,3

0,1

7,1

0,1

100

3,7

1,3

45,4

1,3

0,5

15,8

0,8

2,0

17,3

0,0

0,1

0,0

0,2

0,0

0,6

0,1

0,3

2,3

0,9

7,0

0,3

100

3,8

1,7

63,3

1,7

0,4

5,0

0,1

2,5

14,7

0,0

0,1

0,0

0,2

0,0

0,8

0,1

0,5

3,3

0,4

0,8

0,5

100

SNAP080402 National søfart

SNAP080403 National fiskeri

SNAP080501 National LTO (start og landing, < 3000 fod)

SNAP080502 International LTO (start og landing, < 3000 fod)

SNAP080503 National flytrafik (> 3000 fod) Luftfart - kun lufthavns-

trafik

SNAP0806

Maskiner og redskaber i landbrug

SNAP0807

SNAP0808

SNAP0809

SNAP0811

SNAP09

SNAP3B

SNAP3D

SNAP3F-I

SNAP Alle

Maskiner og redskaber i skovbrug

Maskiner og redskaber i industri – inklusiv ikke-vejgå-

ende maskiner

Maskiner og redskaber i have/hushold

Maskiner og redskaber i handel og service

Affaldsbehandling, eksklusiv affaldsforbrænding

Landbrug, husdyrgødning

Landbrug, landbrugsjorde

Landbrug, øvrigt

Region Hovedstaden – alle kilder

I det følgende beskrives først kildefordelingen i 2014, og til sidst redegøres for

udviklingen frem til 2025.

Lokale kilder bidrager væsentligt til NO

i 2014

Som forventet er koncentrationsbidraget for NO

større end for NO

, da NO

indeholder både NO og NO

Det regionale modellerede DEHM-bidrag til NO

-forureningen i bybaggrund

er omkring 7 µg/m

eller omkring 52% af bybaggrundskoncentrationen. Dan-

ske NO

-kilders bidrag til den regionale baggrundskoncentration af NO

tidligere beregnet med DEHM modellen fordelt på Danmarks 5 regioner (Jen-

sen et al., 2010). For Region Hovedstaden bidrager danske kilder i gennemsnit

med omkring 51% af de regionale NO

-koncentrationer, og udenlandske

-kilder bidrager dermed med 49%. I det model setup, som anvendes kan

DEHM-modellens resultater for NO

og NO

ikke umiddelbart sammenlignes

med fx den regionale baggrundsstation Lille Valby/Risø ved Roskilde, da

DEHM leverer opstrømskoncentrationer til UBM, som efterfølgende inddra-

ger bidraget fra lokale kilder indenfor en afstand af 25 km. Det DEHM-mo-

dellerede bidrag er omkring halvdelen af målte værdier på fx målestationen

Lille Valby/Risø.

Bidraget fra nabokommunerne er omkring 0,8 µg/m

for NO

eller omkring

6% af bybaggrund. En stor del heraf er vejtrafik og derfor lokale kilder.

Vejtrafikken inden for Region Hovedstaden bidrager med omkring 3,0 µg/m

for NO

af bybaggrundsforureningen svarende til 22%.

International søfart inden for 25 km bidrager med omkring 0,7 µg/m

for NO

eller omkring 5% af bybaggrund i 2014. Herudover vil der være et bidrag fra

anden international søfart udenfor de 25 km, som vil være indeholdt i bereg-

ningerne med DEHM.

Andre lokale kilder i Region Hovedstaden af en vis betydning er kraftvarme-

og fjernvarmeværker, herunder affaldsforbrændingsanlæg (0,5 µg/m

eller

4% af bybaggrund for NO

). Endvidere maskiner og redskaber i industri –

inklusiv ikke-vejgående maskiner (omkring 0,3 µg/m

eller 2% for NO

Brændefyring i husholdninger mv. bidrager kun med omkring 0,2 µg/m

el-

ler omkring 1% for NO

Samlet set for NO

bidrager alle kilder i Region Hovedstaden med 37% og

nabokommuner med 6%. Dvs. lokale kilder bidrager med omkring 43%, mens

den anden halvdel er det regionale bidrag og international søfart indenfor 25

km.

De to største lokale emissionskilder i Region Hovedstaden er vejtransport og

brændeovne. Hvis vi alene ser på den procentvise fordeling af de lokale emis-

sionskilder inden for Region Hovedstaden, så bidrager vejtransport med om-

kring 59% for NO

og 19% og 17% for hhv. PM

og PM

2.5

. Tilsvarende bidra-

ger brændeovne med omkring 4% for NO

og 49% og 63% for hhv. PM

2.5

. Vejtransport bidrager således mest til NO

og brændeovne mest til par-

tikler.

Partikelforurening domineret af regionalt bidrag i 2014

Som det fremgår af ovenstående figurer og de tilhørende tabeller, er det regi-

onale koncentrationsbidrag dominerende for PM

og PM

2.5

. Det regionale bi-

drag er bestemt af kilder i hele Danmark og Europa. Som forventet er koncen-

trationsbidraget for PM

lidt større end PM

2.5

, da PM

også indeholder mas-

sen af partikler med diameter fra 2,5 til 10 mikrometer. For PM

og PM

2.5

det regionale bidrag modelleret med DEHM hhv. 10 µg/m

og 8,2 µg/m

af bybaggrund på hhv. 14 µg/m

og 11 µg/m

. Hertil skal lægges et bidrag på

hhv. 2,6 og 2,1 µg/m

for ukendt masse. Det regionale bidrag for PM

2.5

udgør således hhv. 89% og 90% af bybaggrund.

Nabokommunerne bidrager også med et lille bidrag på omkring 0,15 og 0,11

µg/m

for PM

og PM

2.5

(omkring 1%), mens international søfart indenfor 25

km bidrager meget lidt (0,1-0,2%).

Hvis vi ser på de bidrag, der blæser

ind over

den ydre regionsgrænse af Region

Hovedstaden, vil det omfatte det modellerede DEHM-bidrag, nabokommu-

ner og international søfart indenfor 25 km. Sammenlagt udgør disse bidrag

omkring 90% af PM

og 91% af PM

2.5

af bybaggrundsforureningen i Region

Hovedstaden.

De lokale kilder i Region Hovedstaden udgør sammenlagt omkring 1,4 µg/m

for PM

og 1,0 µg/m

for PM

2.5

(hhv. 10% og 9% af bybaggrundsforurenin-

gen).

Brændeovne er den største lokale bidragsyder til partikelforurening med 0,7

µg/m

svarende til hhv. 5% og 6% af bybaggrund for PM

og PM

2.5

Vejtransport er den anden største lokale bidragsyder til partikelforurening

med 0,25 µg/m

og 0,18 µg/m

svarende til hhv. 1,8% og 1,6% af bybaggrund

for PM

og PM

2.5

Øvrige kilder med et vist bidrag er Industrielle processer (1,1%, 0,3%), Land-

brug (0,6%, 0,1%), Kraftvarme- og fjernvarmeværker, herunder affaldsfor-

brændingsanlæg (0,2-0,2%), Maskiner og redskaber i industri (0,2%), Affalds-

behandling, eksklusiv affaldsforbrænding (0,2%) samt Anvendelse af pro-

dukter (0,2%).

Bemærk at international søfart længere væk end 25 km fra Region Hovedsta-

den er indeholdt i det regionale modellerede bidrag med DEHM.

Ozonforurening domineret af europæiske kilder i 2014

Ozon dannes ud fra emissioner af kvælstof- og kulbrinteforbindelser på en

stor geografisk skala afhængig af sollys og temperatur. Danske kilder bidra-

ger til ozondannelsen på stor geografisk skala sammen med europæiske kil-

der. DEHM-modellen beregner det regionale baggrundsniveau for ozon til

omkring 72 µg/m

. Dette niveau modificeres af NO

-emissionen fra lokale

kilder, som omdanner ozon til NO

i reaktion med NO, således at ozonkon-

centrationen i bybaggrund ender med at blive omkring 66 µg/m

. Derfor op-

træder kilder i Region Hovedstaden, international søfart inden for 25 km og

nabokommuner med negative bidrag.

Udviklingen fra 2014 til 2025

Udviklingen fra 2014 til 2025 i bybaggrundsforureningen som middel over

Region Hovedstaden er vist i Tabel 6.10.

Tabel 6.10.

Bybaggrundsforureningen som middel over Region Hovedstaden i 2014 og

2025 (µg/m

Årstal

2014

2025

Forskel (µg/m

)

Forskel (%)

-5

-30

-4

-27

-2

-13

2.5

-2

-17

Som det fremgår af Tabel 6.10 forventes koncentrationen af NO

og NO

i by-

baggrund at falde med hhv. 30% og 27%, og PM

og PM

2.5

forventes at blive

reduceret med hhv. 13% og 17%. Reduktionen er en følge af forventede emis-

sionsreduktioner i Europa som følge af bl.a. EU’s regulering af de nationale

emissionslofter frem mod 2030 (NEC direktivet).

Ozonkoncentrationen forventes at stige med omkring 4%. Ozonkoncentratio-

nen i Danmark stiger som følge af reduktion af NO

-emissionerne i Danmark,

da der dermed er mindre NO til at omdanne ozon til NO

I Tabel 6.11 er vist det procentvise bidrag fra vejtransport, brændeovne og

øvrige kilder i Region Hovedstaden i 2014 og 2025. Det ses, at den andel vej-

transport bidrager til NO

falder fra 59% i 2014 til 46% i 2025, og der er også

mindre reduktion for PM

og PM

2.5

, mens den procentvise fordeling i de to

år ikke ændrer sig meget for brændeovne.

Tabel 6.11.

Procentvis bidrag fra vejtransport, brændeovne og øvrige kilder i Region Ho-

vedstaden i 2014 og 2025 (%)

Kilde

Vejtransport

Brændeovne

Øvrige kilder

I alt

2014

100

2025

100

2014

100

2025

100

2014

100

2.5

2025

100

6.3

Kildeopgørelse for gadekoncentration for 98 gader i Kø-

benhavn i 2014

I det følgende beskriver vi en kildeopgørelse for 2014 for de 98 gader i Køben-

havn, som indgår i de årlige beregninger af luftkvaliteten under det nationale

overvågningsprogram for luftkvalitet (Ellermann et al., 2015b). Kildeopgørel-

sen opdeler køretøjskategorierne. Endvidere gives en mere detaljeret kildeop-

gørelse for Jagtvej, som er en af gaderne med en målestation, der samtidig

repræsenterer en gade med relativt meget trafik, og som dermed er meget re-

præsentativt for trafikerede gader i København.

Kildeopgørelser for 98 gader i København

Figur 6.6 viser en kildeopgørelse for NO

i 2014 for 98 udvalgte gader i Kø-

benhavn.

Figur 6.6.

Kildebidrag til NO

-koncentrationen fordelt på køretøjskategorier for 98 gader i København i 2014.

Pile markerer målestationer. Højeste koncentration er ved målestation på H.C. Andersens Boulevard. Den an-

den målestation er på Jagtvej, som har den 27. højeste koncentration ud af de 98 gader.

Gadebidraget er det koncentrationsbidrag, som trafikken i gaden giver anled-

ning til. Det er gadekoncentrationen minus bybaggrundskoncentrationen.

Summen af gadebidraget samt regional- og bybaggrundsbidraget giver til

sammen gadekoncentrationen.

Gadebidraget er opdelt på person-, vare-, lastbiler samt busser ud fra emissi-

onen fra disse beregnet med OSPM’s emissionsmodul på baggrund af oplys-

ninger om køretøjsfordeling og rejsehastighed samt emissionsfaktorer i

COPERT-emissionsmodellen. Lastbiler er yderligere underopdelt i lastbiler

under 32 ton og lastbiler over 32 ton. De trafikale forudsætninger er de samme

som i rapporten

Ellermann et al.

(2015b). I de få tilfælde, hvor der foreligger

oplysninger om taxi, er de regnet som personbiler.

Det regionale bidrag og bybaggrundsbidraget er også vist. Det regionale bi-

drag beregnet med DEHM er ens for alle gader, mens bybaggrundsbidraget

varierer lidt fra gade til gade, da bybaggrundskoncentrationen er beregnet

med DEHM/UBM for lokaliteten af den pågældende gade, og bybaggrunds-

forureningen varierer lidt over Københavns Kommune og Frederiksberg

Kommune.

Det regionale bidrag stammer fra både danske og udenlandske emissioner,

mens bybaggrundsbidraget er bidraget fra alle emissionskilder inden for om-

kring 25 km fra København.

Den højeste gadekoncentration på omkring 50 µg/m

er for H.C. Andersens

Boulevard, hvor der også er en målestation. Den anden målestation er på Jagt-

vej, som har den 27. højeste koncentration ud af de 98 gader, og som ikke

overskrider grænseværdien.

For 2014 er der i alt beregnet 11 overskridelser af grænseværdien på 40 µg/m

Det regionale bidrag beregnet med DEHM er omkring 5 µg/m

, mens bybag-

grundsbidraget er omkring 8-13 µg/m

, således at bybaggrundskoncentratio-

nerne varierer mellem 13 og 18 µg/m

. Resten op til gadekoncentrationen er

gadebidraget i de pågældende gader. Gadebidraget varierer fra 5 til 32 µg/m

Kildeopgørelse for gadebidraget for de 98 gader

Størrelsen af gadebidraget afhænger primært af årsdøgntrafikken, men også

af køretøjsfordelingen, rejsehastigheden og gadegeometrien.

Den gennemsnitlige køretøjsfordeling for de 98 gader er 80% personbiler, 15%

varebiler, og 5% lastbiler og busser. Da køretøjsfordelingen er forskellig fra

gade til gade, vil der også være forskelle i kildefordelingen fra gade til gade.

Hvis vi betragter gadebidraget, er det generelle billede for NO

, at personbiler

bidrager mest. Herefter bidrager hver af køretøjskategorierne: varebil, lastbil

og bus med omtrent lige meget, men det svinger fra gade til gade afhængig af

køretøjsfordelingen for især den tunge trafik. I gennemsnit bidrager person-

biler 48% af gadebidraget, varebiler med 20%, lastbiler med 15% og busser

med 17%. Den tunge trafik (lastbiler og busser) bidrager således med omkring

33%. På trods af at lastbiler og busser kun udgør 5% af trafikken bidrager de

relativt meget, da emissionsfaktorerne for lastbiler og busser er omkring 10

gange højre end for person- og varebiler.

Bidraget fra busser er faldet siden 2014 med eftermontering af SCRT (kombi-

neret NO

-katalysator og partikelfilter) på omkring 300 bybusser i København

(Jensen et al., 2016).

6.4

Detaljeret kildeopgørelse for Jagtvej

I det følgende gives en mere detaljeret kildeopgørelse for Jagtvej for NO

2.5

og PM

. Ud over kildeopgørelse for hovedkøretøjskategorierne opdeles

partikelforureningen også i udstødning og ikke-udstødning. Da der er en må-

lestation på Jagtvej er gadebidraget beregnet som målt gadekoncentration mi-

nus målt bybaggrundskoncentration på H.C. Ørsted Instituttet, og gadebidra-

get er herefter fordelt på køretøjskategorierne efter beregnet emission på

samme måde som for de 98 gader.

På Jagtvej er køretøjsfordelingen: 77,7% personbiler, 19,1% varebiler, 1,3%

lastbiler < 32 ton, 0,5% lastbiler > 32 ton, og 1,4% busser. Tungandelen er så-

ledes 3,2%. Køretøjsfordeling er ikke så forskellig fra gennemsnittet af de 98

gader. Årsdøgntrafikken er 18.200.

Kildeopgørelse for NO

på Jagtvej

Kildeopgørelse for hovedkøretøjskategorierne er vist for NO

Figur 6.7

for

Jagtvej.

Kildeopgørelsen for hovedkøretøjskategorierne følger i hovedtræk gennem-

snittet for de 98 gader, da køretøjsfordelingen på Jagtvej ligger forholdsvis tæt

på den gennemsnitlige køretøjsfordeling.

Figur 6.7.

Kildebidrag for NO

for Jagtvej i 2014.

Kildeopgørelse for partikler på Jagtvej

I Figur 6.8 er vist en kildeopgørelse for PM

og PM

2.5

for Jagtvej.

Figur 6.8.

Kildebidrag for PM

og PM

2.5

for Jagtvej i 2014.

Det ses, at det regionale bidrag er meget stort for både PM

og PM

2.5

. Gade-

bidraget er omkring 7 µg/m

for PM

og omkring 4 µg/m

for PM

2.5

Den procentvise fordeling af gadebidraget er vist i Tabel 6.12 for de forskellige

køretøjskategorier.

Tabel 6.12.

Procentvise fordeling af gadebidraget på køretøjskategorier for PM

og PM

2.5

(%)

Personbil

2.5

Varebil

Lastbil<32t Lastbil>32t

Busser

I alt

100

I Figur 6.9 er trafikkens bidrag til PM

og PM

2.5

underopdelt på udstødning

og ikke-udstødning. Ikke-udstødning omfatter mekanisk dannede partikler

fra vejslid, dækslid, bremseslid samt ophvirvling heraf. Ikke-udstødningsde-

len udgør langt den største del af partikelmassen fra trafikken. For PM

ud-

gør udstødning omkring 21% og ikke-udstødning omkring 79%. For PM

2.5

det hhv. omkring 38% og 63%.

Figur 6.9.

Kildebidrag for udstødning og ikke-udstødning for partikler for Jagtvej i 2014.

Partikeludstødningen er over tid blevet mindre som konsekvens af den lø-

bende udskiftning af bilparken, som betyder, at flere og flere køretøjer får par-

tikelfilter. Miljøzonerne med regulering af den tunge trafik har også bidraget

hertil (Jensen et al. 2011).

Der er ikke gennemført en kildeopdeling for antallet af partikler, da emissi-

ons- og luftkvalitetsmodellerne ikke er fuldt udviklet til at beskrive antallet af

partikler. En grov tilnærmelse er at antage, at bidragene til partikelantal for-

deler sig på samme måde som NO

, idet en tidligere analyse af luftkvalitets-

målinger af NO

og antal partikler viser god sammenhæng (Ketzel et al.,

2003). Sammenhængen mellem NO

og antal partikler er imidlertid også på-

virket af anvendte emissionsbegrænsende teknologi. Eksempelvis vil efter-

montering af partikelfilter næsten fjerne alle partikler, mens NO

er upåvirket.

Modsat vil montering af NO

-katalysator (SCR) kraftigt reducere NO

, mens

antal partikler er upåvirket, hvis der ikke monteres kombinerede NO

-kataly-

sator og partikelfilter (SCRT).

Helbredseffekter

Dette kapitel opsummerer luftforureningens helbredseffekter for Region Ho-

vedstaden.

Endvidere kvantificeres bidragene fra de forskellige hovedemissionssektorer

(SNAP-kategorier) i Region Hovedstaden til helbredseffekterne i Region Ho-

vedstaden. Formålet med disse beregninger er at kvantificere, hvor meget de

lokale emissionskilder i Region Hovedstaden bidrager til helbredseffekterne

i Region Hovedstaden. Region Hovedstaden har indflydelse på de lokale

emissionskilder i regionen. Beregningerne er gennemført med EVA-systemet

med de forudsætninger, som er nærmere beskrevet i kapitel 4.

7.1

Helbredseffekter i Region Hovedstaden fra alle kilder

Geografisk fordeling af antal for tidlige dødsfald

Den geografiske fordeling af for tidlige dødsfald pga. al luftforurening i 2014

er vist i Figur 7.1 for hele modelområdet i den konkrete opsætning af EVA-

beregningerne. Delområde heraf er Region Hovedstaden. Den geografiske

fordeling er stort set den samme i 2025, og denne er derfor ikke vist.

Figur 7.1.

Geografisk fordeling af for tidlige dødsfald pga. al luftforurening i 2014 i model-

området, som Region Hovedstaden er en del af (antal/km

Et højt antal tilfælde af for tidlige dødsfald skyldes sammenfald af høj parti-

kelforurening og høj befolkningstæthed. Denne kombination er højest i Kø-

benhavn og andre byområder i Region Hovedstaden.

For tidlige dødsfald skyldes næsten udelukkende dødsfald forårsaget af lang-

tidspåvirkning af partikelforurening. En mindre del af dødsfaldene skyldes

kortere tidsperioder med forhøjede koncentrationer (episoder) af primært

ozon.

Skadevirkningerne af langtidspåvirkning af partikelforurening ophobes gen-

nem hele livet fra fødsel til død hos alle der er udsat for den. Langtidspåvirk-

ningen kan være med til at fremkalde hjertekarsygdomme og luftvejslidelser.

Derfor ses dødsfaldene især hos personer, der har været udsat i mange år,

dvs. hos ældre og personer der er særligt følsomme pga. forud bestående syg-

domme. Spædbørn er også særligt følsomme, men dødsfald blandt spædbørn

udgør en meget lille del.

Antallet af for tidlige dødsfald er en beregnet indikator ud fra antallet af

tabte leveår. Et for tidligt dødsfald svarer til 10,6 tabte leveår (Watkis et al.,

2005).

Totale antal for tidlige dødsfald og sygelighed

I Tabel 7.1 er vist antal for tidlige dødsfald og andre helbredseffekter som

følge af den totale luftforurening i 2014 og 2025 pga. danske og udenlandske

kilder.

Tabel 7.1.

Helbredseffekter i Region Hovedstaden for den totale luftforurening, dvs. både

lokale og regionale kilder i 2014 og 2025.

Helbredseffekt:

2014

Total for

Region Hovedstaden

Kronisk bronkitis

Dage med nedsat aktivitet (sygedage)

Hospitalsindlæggelser for luftvejslidelser

Hospitalsindlæggelser for cerebro-vaskulære lidelser

Tilfælde af hjertesvigt

Lungecancer

Brug af bronkodilatatorer blandt børn

Brug af bronkodilatatorer blandt voksne

Episoder med hoste blandt børn

Episoder med hoste blandt voksne

Episoder med nedre luftvejssymptomer blandt børn

Episoder med nedre luftvejssymptomer blandt voksne

Akutte tabte leveår

Kroniske tabte leveår (YOLL)

For tidlige dødsfald

Dødsfald blandt spædbørn

1090

1120000

136

113

167

28400

214000

98200

212000

37900

79300

11500

1150

943

964000

117

107

144

24000

184000

83000

190000

32000

68500

10000

1010

2025

Det totale årlige antal tilfælde af for tidlige dødsfald i 2014 er omkring 1150 i

Region Hovedstaden på baggrund af de totale luftforureningsniveauer base-

ret på både danske og udenlandske emissionskilder. Dette kan forventes at

falde med omkring 4% til omkring 1010 i 2025, som en kombination af lavere

emissioner/koncentrationer, men også en større og ældre befolkning.

I de seneste beregninger for hele Danmark for 2015 er antallet af for tidlige

dødsfald beregnet til omkring 3.950 med EVA-systemet (Brandt et al., 2016b).

Befolkningstallet i Region Hovedstaden er 31,1% af hele Danmarks befolk-

ning i 2014. Dvs. at der alene med udgangspunkt i befolkningstallet i Region

Hovedstaden kan forventes omkring 1.230 for tidlige dødsfald, hvilket er i

samme størrelsesorden som det aktuelt beregnede 1.150 for tidlige dødsfald

for 2014.

Der mange flere tilfælde af sygelighed end der er af for tidlige dødsfald, se

Tabel 7.1. Eksempelvis er der omkring 1 mio. dage med nedsat aktivitet (sy-

gedage). I beregningerne gælder det kronisk bronkitis og gener for børn og

voksne med astma (brug af bronkodilatator, hoste, og luftvejssymptomer),

hospitalsindlæggelser i forbindelse med luftvejslidelser og blodprop i hjer-

nen, tilfælde af hjertesvigt, lungekræft, samt mange med nedsat aktivitet (sy-

gedage). Også andre sygdomme påvirkes af luftforureningen, men er ikke

medtaget i beregningerne fordi der endnu er for stor usikkerhed om hvilke

sygdomme og det præcise omfang af disse sygdomme.

Beregninger for hele Danmark viser, at bidraget fra udlandet til Danmark af

for tidlige dødsfald udgør omkring 75% af det samlede antal tilfælde i Dan-

mark, mens bidraget fra danske emissioner bidrager med 25%.

Bidrag fra danske emissioner til antallet af for tidlige dødsfald i Europa (ekskl.

Danmark) anslås til omkring 2.280 tilfælde pr. år i 2016. "Import" af luftforu-

rening (2.730) relateret til helbredsvirkninger er lidt større end "eksport"

(2.280). Danske emissioner forårsager knap tre gange så mange for tidlige

dødsfald i udlandet som i Danmark (Ellermann et al., 2017).

Der vil også være et bidrag fra indendørs luftforurening fra indendørs kilder.

Verdenssundhedsorganisationen WHO har for højindkomstlande i Europa

skønnet dette til 3 for tidlige dødsfald pr. 100,000 indbyggere (WHO, 2014),

dvs. omkring 171 for Danmark.

Da befolkningstallet i Region Hovedstanden udgør 31,1% af hele landet vil

det være omkring 53 i Region Hovedstanden. Dette er omkring 4% af de totale

for tidlige dødsfald som følge af både udendørs og indendørs luftforurening.

7.2

Helbredseffekter i Region Hovedstaden fordelt på lokale

kilder fra Region Hovedstaden

I det følgende opsummeres helbredseffekter i Region Hovedstaden fordelt på

emissionskilder fra Region Hovedstaden. Det svarer således på, hvor meget

kilderne i Region Hovedstaden bidrager til de samlede helbredseffekter i Re-

gion Hovedstaden.

Antal for tidlige dødsfald og andre helbredseffekter fremgår af Tabel 7.2 for

2014 og af

Tabel 7.3

for 2025af

Der er 122 for tidlige dødsfald, som kan tilskrives emissionskilder i Region

Hovedstaden i 2014, og 105 i 2025. Sættes dette i forhold til det totale antal for

tidlige dødsfald pga. al luftforurening fra danske og udenlandske kilder (fra

Tabel 7.1) bidrager kilder i Region Hovedstaden til omkring 11% af alle for

tidlige dødsfald i 2014 (122/1.150) og omkring 10% (105/1.010) i 2025. Dette

betyder også, at omkring 90% af alle for tidlige dødsfald i Region Hovedsta-

den skyldes emissioner uden for Region Hovedstaden.

De to største lokale kilder til for tidlige dødsfald er brændeovne (77 i 2014 og

67 i 2025) og vejtransport (23 i 2014 og 18 i 2025).

Bidrag fra danske emissioner til antallet af for tidlige dødsfald i Europa (ekskl.

Danmark) anslås til omkring 2.280 tilfælde pr. år i 2016. "Import" af luftforu-

rening (2.730) relateret til helbredsvirkninger er lidt større end "eksport"

(2.280). Danske emissioner forårsager knap tre gange så mange for tidlige

dødsfald i udlandet som i Danmark (Ellermann et al., 2017).

Tabel 7.2.

Helbredseffekter i Region Hovedstaden pga. og fordelt på lokale emissionskilder i Region Hovedstaden efter SNAP-

kode i 2014 (kun emissionskilder i Region Hovedstaden samt søfart op til 25 km fra regionen). Enhed: antal tilfælde.

Kraft-

Varme

mv.

Ikke-

in-

dusti-

forbr.

mv.

Frem-

Stil-

ling

mv.

Industri-

elle pro-

cesser

Anv.

produkt

Vej-

trans-

port

802

Jern-

bane

808

Ikke-

vejgå-

ende

mask.

Af-

falds-

be-

hand-

ling

Land-

brug

Int.

sø-

fart

Alle

kilder i

samlet

Kronisk bronkitis

Dage med ned-

sat aktivitet (sy-

gedage)

Hospitalsindlæg-

gelser for luft-

vejslidelser

Hospitalsindlæg-

gelser for cere-

bro-vaskulære

lidelser

Tilfælde af

hjertesvigt

Lungecancer

Brug af bronko-

dilatatorer blandt

børn

Brug af bronko-

dilatatorer blandt

voksne

Episoder med

hoste blandt

børn

Episoder med

hoste blandt

voksne

Episoder med

nedre luftvejs-

symptomer

blandt børn

Episoder med

nedre luftvejs-

symptomer

blandt voksne

Akutte tabte

leveår

Kroniske tabte

leveår (YOLL)

For tidlige døds-

fald

Dødsfald blandt

spædbørn

4015

77123

500

2874

5495

31493

638

4545

6831

581

2305

133

136150

100

769

344

791

2052

14765

7090

15199

550

259

566

134

1052

463

1083

799

6029

2761

6206

122

126

115

870

399

896

166

1308

574

1346

111

115

441

194

454

3539

26065

12229

26831

133

2736

100

179

1065

154

221

4719

285

-1

5483

820

204

391

2239

-7

320

323

-1

486

164

-1

9678

-12

1417

122

Tabel 7.3.

Helbredseffekter i Region Hovedstaden pga. og fordelt på lokale emissionskilder i Region Hovedstaden efter SNAP-

kode i 2025 (kun emissionskilder i Region Hovedstaden samt søfart op til 25 km fra regionen). Enhed: antal tilfælde.

Kraft-

Varme

mv.

Ikke-in-

dusti-

forbr.

mv.

Frem-

Stil-

ling

mv.

Industri-

elle pro-

cesser

Anv.

pro-

dukt

Vej-

trans-

port

802

Jern-

bane

808

Ikke-

vejgå-

ende

mask.

Af-

falds-

be-

hand-

ling

Land-

brug

Int. sø-

fart

Alle kil-

der i RH

samlet

Kronisk bronkitis

Dage med nedsat

aktivitet (syge-

dage)

Hospitalsindlæg-

gelser for luftvejs-

lidelser

Hospitalsindlæg-

gelser for cere-

bro-vaskulære

lidelser

Tilfælde af hjerte-

svigt

Lungecancer

Brug af bronkodi-

latatorer blandt

børn

Brug af bronkodi-

latatorer blandt

voksne

Episoder med ho-

ste blandt børn

Episoder med ho-

ste blandt voksne

Episoder med

nedre luftvejs-

symptomer blandt

børn

Episoder med

nedre luftvejs-

symptomer blandt

voksne

Akutte tabte

leveår

Kroniske tabte le-

veår (YOLL)

For tidlige døds-

fald

Dødsfald blandt

spædbørn

5333

66013

425

4201

5086

22756

1297

7042

726

1731

112

114157

130

1021

449

1051

1721

12639

5947

13011

108

804

371

828

122

974

420

1002

565

4356

1954

4485

248

111

256

168

1348

580

1388

139

143

331

143

341

2907

21856

10045

22498

173

2295

143

162

754

224

3876

379

-2

4693

-1

710

299

362

1618

-4

234

-1

501

123

-1

8116

-8

1204

105

Eksterne omkostninger

Dette kapitel opsummerer først de totale eksterne omkostninger i Region Ho-

vedstaden forårsaget af al luftforurening både fra danske og udenlandske

emissionskilder i 2014 og 2025.

Dernæst opsummeres luftforureningens helbredsrelaterede eksterne omkost-

ninger for Region Hovedstaden baseret på emissioner kun fra Region Hoved-

staden og fordelt på hovedemissionssektorer. Formålet med disse beregnin-

ger er at kvantificere, hvor meget de lokale emissionskilder i Region Hoved-

staden betyder for de eksterne omkostninger i Region Hovedstaden.

De eksterne omkostninger er fordelt på luftforureningerne: CO, O

og PM

2.5

og underopdelt på de forskellige emissionskategorier (SNAP-kategorier).

Beregningerne er gennemført med EVA-systemet med de forudsætninger,

som er beskrevet i kapitel 4.

8.1

Totale eksterne omkostninger i Region Hovedstaden

I Tabel 8.1 er de totale eksterne omkostninger i Region Hovedstaden vist, som

er forårsaget af al luftforurening både fra danske og udenlandske emissions-

kilder.

Tabel 8.1.

Totale eksterne omkostninger pga. den totale luftforurening (inkl. menneske-

skabte og naturlige kilder) i Region Hovedstaden pga. al luftforurening både fra danske og

udenlandske emissionskilder i 2014 og 2025 (2013-priser)

Kilder

Region Hovedstaden i 2014

Region Hovedstaden i 2025

mia. kr.

0,0031

0,0029

mia. kr.

0,80

0,87

2.5

mia. kr.

8,4

7,4

Total

mia. kr.

9,5

8,2

De totale eksterne omkostninger i Region Hovedstaden pga. al luftforurening

fra både danske og udenlandske emissionskilder er omkring 9,5 milliarder kr.

i 2014, som falder til 8,2 milliarder i 2025. I de seneste beregninger for hele

Danmark for 2015 er de totale eksterne omkostninger, som følge af al luftfor-

urening, beregnet til omkring 30 mia. kr. med EVA-systemet (Brandt et al.,

2016). Befolkningstallet i Region Hovedstaden er 31,1% af hele Danmarks be-

folkning i 2014. Dvs. at der alene med udgangspunkt i befolkningstallet i Re-

gion Hovedstaden kan forventes eksterne omkostninger på 9,3 mia. kr., hvil-

ket er omkring det beregnede niveau i 2014.

De eksterne omkostninger skyldes næsten udelukkende partikler, som her

omfatter primært emitterede partikler, sekundært dannede uorganiske par-

tikler (nitrat, sulfat, ammonium), sekundært dannede organiske partikler

(SOA) og havsalt. Et bidrag er tilføjet for ”ukendt masse” ud fra målinger.

Ukendt masse formodes bl.a. at være vand bundet til partiklerne. De eksterne

omkostninger pga. partikler er 8,4 mia. kr. i 2014 og 7,4 mia. kr. i 2025.

De eksterne omkostninger relateret til ozon er omkring 0,8 mia. kr. i Region

Hovedstaden i 2014 og omkring 0,9 mia. kr. i 2025. Ozon er ikke direkte emit-

teret, men dannes i atmosfæren ud fra emissioner af NO

, kulbrinter og CO.

Ozon er helbredsskadeligt, og er derfor også forbundet med eksterne omkost-

ninger. De eksterne omkostninger stiger fra 2014 til 2025, da ozonkoncentra-

tionerne stiger som følge af lavere NO

-emission.

Bidrag fra CO til de eksterne omkostninger er helt ubetydelige i forhold til de

andre stoffer med omkring 0,0031 mia. kr. i Region Hovedstaden i 2014 og

0,0029 mia. kr. i 2025.

Hovedparten af de eksterne omkostninger skyldes for tidlige dødsfald, da

værdisætningen for disse er relativt høj i forhold fx til sygelighed og syge-

dage.

8.2

Totale eksterne omkostninger fra lokale emissionskilder i

Region Hovedstaden

I Tabel 8.2 er opsummeret de totale eksterne omkostninger i hele modelområ-

det og i Region Hovedstaden pga. lokale emissionskilder i Region Hovedsta-

den. De totale eksterne omkostninger i Region Hovedstaden er 0,85 mia. kr. i

2014 og 0,74 mia. kr. i 2025 pga. lokale emissionskilder i Region Hovedstaden.

De totale omkostninger er knyttet til helbredseffekter af ozon og PM

2.5

. Bidra-

get for ozon er negativt, da lokale NO

emissioner reducerer ozonkoncentra-

tionen.

Som det fremgik af Tabel 8.1 er de totale eksterne omkostninger i Region Ho-

vedstaden pga. al luftforurening fra både danske og udenlandske emissions-

kilder omkring 9,5 milliarder kr. i 2014, som falder til 8,2 milliarder i 2025.

Dvs. at de lokale emissioner i Region Hovedstaden bidrager med omkring 9%

i 2014 og 2025 af de totale eksterne omkostninger fra alle danske og udenland-

ske kiler. Det betyder omvendt, at omkring 91% af alle eksterne omkostninger

i Region Hovedstaden stammer fra emissionskilder uden for Region Hoved-

staden.

Der er også eksterne omkostninger uden for Region Hovedstaden af de lokale

emissionskilder, idet de eksterne omkostninger er lidt højere i hele modelom-

rådet, som er et større område end selve Region Hovedstaden. Der vil også

være omkostninger uden for modelområdet af de lokale emissioner i Region

Hovedstaden, som ikke er beregnet, idet NO

-emissioner vil omdannes til se-

kundære partikler og forårsage helbredseffekter. Disse helbredseffekter vil

finde sted uden for modelområdet, idet denne omdannelse tager tid.

Tabel 8.2.

Totale eksterne omkostninger i hele modelområdet og i Region Hovedstaden

pga. lokale emissionskilder i Region Hovedstaden i 2014 og 2025 (2013-priser)

Kilder

Modelområdet i 2014

Modelområdet i 2025

Region Hovedstaden 2014

Region Hovedstaden 2025

mia. kr.

-0,21

-0,16

-0,20

-0,15

2.5

mia. kr.

1,1

0,94

1,0

0,89

Total

mia. kr.

0,91

0,79

0,85

0,74

8.3

Eksterne omkostninger fra lokale emissionskilder i Region

Hovedstaden

I Tabel 8.3 og Tabel 8.4 er de eksterne omkostninger for Region Hovedstaden

pga. de lokale emissionskilder i Region Hovedstaden fordelt på O

og PM

2.5

og yderligere underopdelt på de forskellige emissionskategorier (SNAP-kate-

gorier) for hhv. 2014 og 2025. Det er således de eksterne omkostninger for Re-

gion Hovedstaden pga. emissioner i Region Hovedstaden.

De vigtigste lokale kilder i Region Hovedstaden til helbredsrelaterede eks-

terne omkostninger i Region Hovedstaden er brændeovne, som står for om-

kring 66% i 2014 og 65% i 2025 af de eksterne omkostninger efterfulgt af vej-

trafik med 15% i 2014 og 2025. Andre kildertyper, som giver et vist bidrag er

affaldsbehandling med omkring 6% i 2014 (7% i 2025), anvendelse af produk-

ter (emissioner fra opløsningsmidler og emissioner fra industriens og befolk-

ningens brug af produkter som fx kemikalier og maling) med omkring 5% i

2014 og 2025, maskiner og redskaber i industri – inklusiv ikke-vejgående ma-

skiner med omkring 3% i 2014 men kun 0,3% i 2025 pga. emissionsregulering,

samt industrielle processer med omkring 3% i 2014 og 4% i 2025

Resultaterne for hver af emissionssektorerne (SNAP-kategorier) fremkommer

ved, at EVA-systemet er kørt med og uden emissioner fra den pågældende

emissionssektor. Da atmosfærekemi ikke er lineært, er summen af de enkelte

emissionssektorer ikke helt det samme som for scenariet med og uden alle

emissioner under ét (”Alle SNAP samlet” i Tabel 8.3 og Tabel 8.4).

Tabel 8.3.

Eksterne omkostninger for Region Hovedstaden pga. de lokale emissionskilder i Region Hovedstaden i 2014 fordelt

på O

og PM

2.5

og yderligere underopdelt på de forskellige emissionskategorier (SNAP-kategorier). Bidraget for de forskellige

emissionskilder er også vist i %. Alle eksterne omkostninger er angivet i mio. kr. (2013-priser).

2.5

Total

Bidrag

SNAP

kode

snap01

snap0201

snap0202

snap0203

snap03

snap04

snap05

snap06

snap07

snap0801

snap0802

snap080402

snap080403

snap080501

snap080502

snap080503

snap0806

snap0807

snap0808

snap0809

snap0811

snap09

snap3B

snap3D

snap3F

Int. Søfart

Alle SNAP

samlet

Emissionssektor

Kraftvarme- og fjernvarmeværker, herunder affaldsfor-

brændingsanlæg

Ikke-industriel forbrænding, handel og service

Ikke-industriel forbrænding, husholdninger

Ikke-industriel forbrænding, f.eks. forbrænding i hushold-

ninger og handel og service

Fremstillingsvirksomhed og bygge- og anlægsvirksomhed

Industrielle processer

Udledninger i forbindelse med udvinding, behandling, lag-

ring og transport af olie og gas

Anvendelse af produkter

Vej transport

Militær

Jernbaner

National søfart

National fiskeri

National LTO (start og landing, < 3000 fod)

International LTO (start og landing, < 3000 fod)

National flytrafik (> 3000 fod) Luftfart - kun lufthavnstrafik

Maskiner og redskaber i landbrug

Maskiner og redskaber i skovbrug

Maskiner og redskaber i industri – inklusiv ikke-vejgående

maskiner

Maskiner og redskaber i have/hushold

Maskiner og redskaber i handel og service

Affaldsbehandling, eksklusiv affaldsforbrænding

Landbrug, husdyrgødning

Landbrug, landbrugsjorde

Landbrug, øvrigt

International skibstrafik < 25 km

Region Hovedstaden alle kilder

mio. kr.

-20,8

-2,3

-4,9

-0,1

-2,7

-0,1

0,0

-0,1

-107,9

-0,2

-4,4

0,0

-0,9

-6,9

-1,1

-0,7

0,0

-10,9

-0,1

-0,5

0,0

-1,0

0,0

-18,5

-202,9

mio. kr.

29,7

19,8

570,5

8,1

3,8

22,0

1,0

40,4

235,6

-0,1

4,8

-0,2

-0,1

1,9

0,3

2,4

-0,1

34,0

0,3

5,1

50,1

1,0

2,4

1,3

17,6

1056,5

mio. kr.

9,0

17,6

565,6

8,0

1,1

21,9

0,9

40,2

127,7

-0,2

0,4

-0,2

-1,0

-5,0

-0,7

1,8

-0,1

23,1

0,2

4,6

49,6

0,9

1,4

1,3

-0,9

853,6

1,0

2,1

66,3

0,9

0,1

2,6

0,1

4,7

15,0

0,0

-0,1

-0,6

-0,1

0,2

0,0

2,7

0,0

0,5

5,8

0,1

0,2

-0,1

100

Tabel 8.4.

Eksterne omkostninger for Region Hovedstaden pga. de lokale emissionskilder i Region Hovedstaden i 2025 fordelt

på O

og PM

2.5

og yderligere underopdelt på de forskellige emissionskategorier (SNAP kategorier). Bidraget for de forskellige

emissionskilder er også vist i %. Alle eksterne omkostninger er angivet i mio. kr. (2013-priser).

2.5

Total

Bidrag

SNAP

kode

snap01

snap0201

snap0202

snap0203

snap03

snap04

snap05

snap06

snap07

snap0801

snap0802

snap080402

snap080403

snap080501

snap080502

snap080503

snap0806

snap0807

snap0808

snap0809

snap0811

snap09

snap3B

snap3D

snap3F

Int. Søfart

Alle SNAP

samlet

Emissionssektor

Kraftvarme- og fjernvarmeværker, herunder affaldsfor-

brændingsanlæg

Ikke-industriel forbrænding, handel og service

Ikke-industriel forbrænding, husholdninger

Ikke-industriel forbrænding, f.eks. forbrænding i hushold-

ninger og handel og service

Fremstillingsvirksomhed og bygge- og anlægsvirksomhed

Industrielle processer

Udledninger i forbindelse med udvinding, behandling, lag-

ring og transport af olie og gas

Anvendelse af produkter

Vej transport

Militær

Jernbaner

National søfart

National fiskeri

National LTO (start og landing, < 3000 fod)

International LTO (start og landing, < 3000 fod)

National flytrafik (> 3000 fod) Luftfart - kun lufthavnstrafik

Maskiner og redskaber i landbrug

Maskiner og redskaber i skovbrug

Maskiner og redskaber i industri – inklusiv ikke-vejgående

maskiner

Maskiner og redskaber i have/hushold

Maskiner og redskaber i handel og service

Affaldsbehandling, eksklusiv affaldsforbrænding

Landbrug, husdyrgødning

Landbrug, landbrugsjorde

Landbrug, øvrigt

International skibstrafik < 25 km

Region Hovedstaden alle kilder

mio. kr.

-26,1

-1,8

-6,7

-0,2

-3,1

-0,1

0,0

-0,2

-62,7

-0,2

-2,4

0,0

-1,1

-9,3

-1,3

-0,3

0,0

-7,4

-0,1

-0,4

-0,3

0,0

-1,7

0,0

-21,8

-152,3

mio. kr.

40,1

17,8

490,5

9,1

3,2

32,5

1,8

37,8

172,0

0,2

0,3

0,2

0,1

0,6

2,7

0,5

0,8

0,2

9,8

0,9

5,6

52,2

1,4

2,8

1,6

13,3

893,8

mio. kr.

14,0

16,0

483,8

9,0

0,2

32,4

1,8

37,6

109,3

0,0

-2,1

0,2

0,1

-0,5

-6,6

-0,9

0,5

0,2

2,4

0,8

5,2

51,9

1,3

1,1

1,6

-8,4

741,5

1,9

2,2

65,3

1,2

0,0

4,4

0,2

5,1

14,7

0,0

-0,3

0,0

-0,1

-0,9

-0,1

0,1

0,0

0,3

0,1

0,7

7,0

0,2

0,1

0,2

-1,1

100

101

Miljøeffekter af luftforurening

I det følgende gives en kort primær kvalitativ beskrivelse af mulige miljøef-

fekter relateret til luftforurening i Region Hovedstaden. Der fokuseres på eut-

rofiering som følge af kvælstofdeposition; forsuring som følge af især svovl-

deposition; afgrødetab, som følge af ozon eksponering; samt bioakkumule-

ring af og effekter af tungmetaller. En mere præcis vurdering af miljøeffek-

terne vil kræve bl.a. meget detaljerede lokale data, og ligger derfor uden for

rammerne af nærværende projekt.

Modelberegninger af deposition mv. er baseret på den regionale luftkvalitets-

model DEHM med en geografisk opløsning på 6 km x 6 km. DEHM er beskre-

vet i afsnit 4.3.

9.1

Kvælstofdeposition

Når næringsstoftilførslen til et naturligt eller seminaturligt økosystem over-

stiger en kritisk grænse er der tale om ”overgødskning” eller eutrofiering.

Man taler om økosystemets tålegrænse, over hvilken specifikke processer vil

ændre sig og følsomme arter på sigt vil forsvinde fra lokaliteten. Dermed re-

duceres artsrigdommen og naturtyperne kommer til at ligne hinanden stadig

mere. Med skiftet i vegetationen sker der ligeledes et skift i det tilhørende dy-

reliv.

Det kvælstof, som planterne ikke optager, ophobes i planterne og i jorden,

men kan på længere sigt føre til jordforsuring og udvaskning af kvælstof og

evt. nitratforurening af overflade- og grundvand. Forsuring af jorden kan li-

geledes påvirke konkurrencen mellem forskellige plantearter, så følsomme

arter går tilbage eller helt forsvinder. Endelig kan en øget kvælstoftilførsel

gøre planterne mere følsomme over for klimastress. Virkningerne kan være

forskellige for forskellige plantearter, og også derved kan sammensætningen

af arter i et økosystem ændres.

Den atmosfæriske tilførsel af næringsstoffer kommer fra to reaktive grupper

af kvælstofforbindelser – de reducerede kvælstofforbindelser (NH

): ammo-

niak (NH

) og dets reaktionsprodukt partikelbundet ammonium (NH

); samt

kvælstofoxiderne (NO

): kvælstofmonoxid (NO) og kvælstofdioxid (NO

) og

deres reaktionsprodukter som bl.a. omfatter salpetersyre (HNO

) og partikel-

bundet nitrat (NO

). Ammoniak udledes primært som et resultat af husdyr-

produktion i landbruget, mens kvælstofoxiderne dannes ved forbrændings-

processer i forbindelse med energiproduktion, industri og transport. De reak-

tive kvælstofforbindelser kan tørafsættes (tørdeposition) ved direkte kontakt

med overfladen af fx vegetation eller vådafsættes (våddeposition) i forbin-

delse med nedbør.

Udvikling i kvælstofdeposition

Den årlige kvælstofdeposition i hhv. 2014 og 2025 er vist i Figur 9.1.

Ud fra validering imod målinger fra det danske overvågningsprogram, vur-

deres usikkerheden på modelberegningen for 2014 at være op til ±40 %.

102

Figur 9.1.

Den beregnede årlige deposition af kvælstof for 2014 (venstre) og 2025 (højre).

Som det fremgår, falder kvælstofdepositionen fra 2014 til 2025. Beregningerne

baseret på 2025 emissioner viser, at kvælstofdepositionen kan forventes at

falde med ca. 15 % til ca. 8 kg N/ha om året (se Figur 9.1, højre side) pga.

faldende emissioner i både Europa og Danmark. Bidraget fra NO

-andelen

falder med ca. 24%, mens bidraget fra NH

-andelen kun falder med knapt 9%.

Det skyldes, at den internationale NO

-emission forventes at falde mere end

-emissionen i den anvendte fremskrivning. Emissionsfremskrivningen

for 2025 er for de fleste lande i Europa, baseret på de enkelte landes forvent-

ninger til udviklingen, samt de nationale emissionslofter defineret i EU’s

NEC-direktiv. I fremtiden kan NH

andelen således komme til at udgøre en

større andel (omkring 60%) af den samlede kvælstofdeposition end NO

-an-

delen. For at nedbringe kvælstofdepositionen yderligere i fremtiden vil den

nationale regulering af landbruget derfor være væsentlig.

Kvælstofdeposition i forhold til tålegrænser

En overordnet vurdering af den mulige miljøpåvirkning af denne kvælstof-

depostion kan foretages ved at sammenholde depositionen med typiske tåle-

grænser for forskellige naturtype. Bemærk at en mere præcis fastsættelse af

tålegrænsen for en udpeget lokalitet kræver specifikke data for den pågæl-

dende lokalitet, som ikke er tilgængelige i dette arbejde.

I Danmark er bestemte naturtyper beskyttet gennem naturbeskyttelseslovens

§3. På det regionale plan har Region Hovedstaden den mindste andel af §3-

natur i forhold til regionens samlede arealstørrelse. §3-natur udgør således

kun ca. 6 % af det samlede areal i regionen (http://svana.dk/natur/national-

naturbeskyttelse/beskyttede-naturtyper-3/arealopgoerelse/).

Disse tal er ba-

seret på en opgørelse fra 2016 (Levin, 2016), som også viser, at for Region Ho-

vedstaden udgør søer den største andel af §3-arealerne i de fleste kommuner,

103

derefter kommer moser, overdrev og enge. I enkelte kystnære kommuner ud-

gør naturtypen strandeng, den største andel af §3-arealerne.

Den gennemsnitlige årlige deposition er 10 kg N/ha i Region Hovedstaden,

hvilket er lidt lavere end landsgennemsnittet på 12 kg N/ha i 2014. Dette er

den gennemsnitlige deposition for modellens beregningsgitter bestående af

gitterceller på ca. 6 km x 6 km. Som det ses af Figur 9.1, er der en vis geografisk

variation i depositionen henover regionen, hvilket skyldes, at depositionen vil

afhænge af overfladens karakteristika, herunder bl.a. overfladens ruhed og

lokale emissioner. Ammoniakemissionen fra lokale landbrugsaktiviteter spil-

ler således en rolle. Derudover betyder variationer i mængden af nedbør også

en rolle. Der kan derfor være væsentligt større variationer i depositionen, end

det fremgår af beregningerne på ca. 6 km x 6 km, og især omkring områder

med landbrugsaktiviteter, kan der være lokale ”hotspots” (se bl.a. Ellermann

et al., 2015c; Geels et al., 2006). Over mindre søer langt fra lokale kilder, kan

depositionen til gengæld være lavere.

I følge modelberegningerne udgør de reducerede kvælstofforbindelser (NH

)

og kvælstofoxiderne (NO

) ca. 50% hver af den totale kvælstofdepostion. Tid-

ligere beregninger har vist, at danske kilder bidrager til ca. 25% af depositio-

nen i Region Hovedstaden (dog kan andelen være større tæt på store lokale

landbrug).

Helt generelt for Region Hovedstaden gælder der, at den gennemsnitlige de-

position på 10 kg N/ha i 2014 overskrider eller er på niveau med tålegrænsen

for visse følsomme naturtyper. Tålegrænsen på 5-10 kg N/ha for visse søer,

bl.a. lobeliesøer (kalk- og næringsfattige søer og vandhuller), kalkrige søer og

vandhuller med kransnålalger, brunvandede søer og vandhuller samt f.eks.

højmoser er således overskredet. Den nedre grænse på 10 kg N/ha for natur-

typer som hede, klitter, sure overdrev og skovnaturtyper er også nået. Natur-

typen enge, som findes i bl.a. enkelte kystnære kommuner har en højere tåle-

grænse, og denne er ikke overskredet i 2014.

Tabel 9.1.

Empirisk baserede tålegrænser (kg N/ha/år) for Naturbeskyttelseslovens terrestriske naturtyper samt for klit, løv- og

nåleskov baseret på anbefalinger fra UN-ECE, 2004/5 (Harmoniserede tålegrænser taget fra: http://naturstyrelsen.dk/).

Naturtype

Overdrev

Klit

Hede

Fersk eng

Strandeng

Mose (og kær)

Ferskvandsnaturtyper

Løvskov

Nåleskov

Tålegrænse interval

10-25

15-25

30-40

5-25

5-10

10-20

Højmoser 5-10, hængesæk, tørvelavninger 10-15, fattigkær og hedemo-

ser 10-20, kalkrige moser og væld, rigkær 15-25

Bl.a. lobeliesøer (kalk- og næringsfattige søer og vandhuller), kalkrige

søer og vandhuller med kransnålalger, brunvandede søer og vandhuller.

Differentiering

Sure overdrev 10-20, kalkholdige overdrev 15-25

Klit 10-20, fugtige klitlavninger 10-25

Tør hede 10-20, våd hede 10-25

Sammenholdes 2025 depositionen med de generelle tålegrænser, ses det, at

det nederste tålegrænseinterval for de mest følsomme naturtyper som lobe-

liesøer og højmoser stadig er overskredet. Men for den resterede andel af §3-

naturen i Region Hovedstaden, indikerer beregningerne, at hvis emissionerne

følger den anvendte fremskrivning, vil tålegrænserne ikke være overskredet

i 2025.

104

9.2

Svovldeposition

Deposition af svovlforbindelser kan ligeledes fører til forsuring af jordbunden

og dermed til ændringer i økosystemerne. Hovedparten af svovlforbindel-

serne, der deponeres i Danmark stammer fra forbrænding af fossile brænd-

stoffer i forbindelse med transport, energiproduktion, industri mm., der fører

til emission af svovldioxid (SO

). Resten stammer fra naturlige kilder, hvoraf

sulfat (SO

42-

) fra havsalt er den vigtigste. Sulfat fra havsalt udgør således 15-

35 % af den samlede svovldeposition, hvor den største andel ses i kystnære

områder. Svovldeposition i Danmark skyldes hovedsageligt emissioner i ud-

landet (Ellermann et al., 2015c).

Udvikling i svovldeposition

Den gennemsnitlige årlige deposition af svovlforbindelser fra anthropogen

kilder er if. modelberegningerne ca. 3,3 kg S/ha i Region Hovedstaden i 2014.

Ud fra validering imod målinger fra det danske overvågningsprogram, vur-

deres usikkerheden på modelberegningen for 2014 at være op til ±40 %.

Der ses kun en lille geografisk variation i S-depositionen, og den varierer kun

lidt mellem de forskellige dele af landet, hvilket hænger sammen med, at stør-

stedelen af svovlen er transporteret til Danmark fra landene syd og vest for

Danmark, samt fra den internationale skibstrafik. Den gennemsnitlige depo-

sition for hele Danmark er ca. 3,1 kg S/ha. På landsplan udgør de danske kil-

der typisk ca. 9 % af den samlede deposition.

Modelberegningerne med emissioner for 2025, angiver et fald i svovldeposi-

tionen på ca. 35 % til en årlig deposition på ca. 2,2 kg S/ha i Region Hoved-

staden i 2025.

Svovldeposition og tålegrænser

Som for kvælstof er der opsat generelle tålegrænser for forsuring (baseret på

kilo-ækvivalenter (keq) pr. hektar pr. år). Den årlige afsætning på 3,3 kg S/ha

svarer til ca. 0,3 keq/ha. Dette skal sammenholdes med tålegrænserne for for-

suring på 0,9-2,4 keq/ha for overdrev; 0,8-2,7keq/ha for løvskov og 1,0-4,1

keq/ha for nåleskov (Bak, 2003). Disse er derfor ikke overskredet.

Der er ikke opsat specifikke tålegrænser for forsuring af søer. Det er kun et

mindretal af de Danske søer, der forventes at være truede af forsuring i dag.

De følsomme søer er typisk lavalkaline søer som f.eks. brunvandede søer og

lobeliesøer (Søndergaard et al., 2003).

I Danmark er svovldepositionen faldet med ca. 70 % siden 1989 og niveauet i

Region Hovedstaden ses, at være under de generelle tålegrænser for typiske

naturtyper. Skadelige effekter af forsuring afhænger dog af den samlede de-

position af forsurende forbindelser, hvilket betyder, at deposition af sulfat fra

havsalt, forsurende kvælstofforbindelser m.m. også skal tages med i betragt-

ning ved en mere detaljeret vurdering af svovldeposition i relation til tåle-

grænser.

9.3

Ozoneksponeringen af afgrøder

Ozon (O

) dannes i atmosfæren via fotokemiske reaktioner under påvirkning

af sollys og tilstedeværelse af kvælstofoxider og organiske gasser. Niveauerne

er højest i baggrundsområder, dvs. uden for byerne. Ozon er kemisk meget

reaktivt og kan have tokiske virkninger på planter med potentielt negative

105

effekter på struktur og funktion af økosystemer, samt nedbringe afkastet og

ernæringskvaliteten af afgrøder.

Udvikling i ozoneksponering

Første trin i en vurdering af skadevirkning på afgrøder som følge af ozonek-

sponeringen kan baseres på et estimat af den såkaldte AOT40-værdi. AOT40

er den akkumuleret ozoneksponering af vegetation over en grænse på 40 ppb

(=80 µg/m³) beregnet som timeværdier mellem kl. 8 og 20. Er der f.eks. i løbet

af en dag målt tre timemiddelværdier af ozon, der overstiger 40 ppbv, f.eks.

45, 50 og 55 ppbv, bliver dagens AOT40 = 5 + 10 + 15 = 30 ppbv∙timer.

I princippet er det muligt at kvantificere de samfundsøkonomiske omkostnin-

ger for miljøeffekter af ozon i form af afgrødetab, men det forudsætter en

kombination af AOT40-kort, en detaljeret geografisk beskrivelse af afgrøder,

værdisætning af afgrødetab, samt en implementering af disse i EVA-systemet.

Denne type udviklingsarbejde af EVA ligger uden for rammerne af nærvæ-

rende projekt.

AOT40 beregnet med DEHM-modellen er vist i Figur 9.2. Der kan dog være

betydelig variation fra år til år pga. variationer i de meteorologiske forhold.

De højeste ozon- og dermed AOT40-værdier ses generelt i kystnære områder

og over havet, da afsætningen til vandoverflader er meget lille. If. beregnein-

gen for 2025 vil AOT40-værdien falde i fremtiden, som følge af ændrede emis-

sioner.

Figur 9.2.

AOT40 beregnet med DEHM i henhold til EU’s luftkvalitetsdirektiv. Enheden er µg/m

∙timer, hvilket skal ganges med

0,5 for at komme til ppb∙timer. (If. retningslinjerne skal værdien udregnes for perioden maj til juli for målinger fra kl. 8.00

til kl.

20.00.). Venstre side er for 2014 og højre side er for 2025. AOT40 kan variere meget fra år til år, som følge af bl.a. meteorologi-

ske forhold.

106

Som vi så tidligere (Tabel 6.10) stiger middelkoncentrationen over Region Ho-

vedstaden fra 2014 til 2025, mens AOT40 falder fra 2014 til 2025. I de bereg-

ninger, der ligger til grund for AOT40 stiger middelkoncentrationer af ozon

også, men spidværdierne reduceres, hvilket resulterer i lavere AOT40.

Ozoneksponering og tålegrænser

Der er tidligere opsat en tålegrænse for afgrøder på 5.300 ppbv∙timer henover

en vækstsæson på tre mdr., hvilket svarer til et udbyttetab på 10 % (Bastrup-

Birk et al., 1999). I forbindelse med EU’s luftkvalitetsdirektiv fra 2008 er der

fastsat en målværdi for AOT40 på 9.000 ppb∙timer til beskyttelse af vegetation.

If. retningslinjerne skal denne AOT40-værdi udregnes for perioden maj til juli

for målinger fra kl. 8.00 til kl. 20.00, og der skal anvendes 5 års middelværdier

(se Ellerman et al. 2015 for referencer).

Tabel 9.2.

AOT40 og tilhørende tålegrænser angivet med de to anvendte enheder.

AOT40

AOT40 over en vækstsæson.

AOT40 for perioden maj til juli for

målinger fra kl. 8.00 til kl. 20.00.

Tålegrænse

[ppb∙timer]

5.300

9.000

EU’s målværdi

Tålegrænse

[μg/m

∙timer]

10.600

18.000

Beskyt-

telse af

Afgrøder

Vegetation

generelt

Beregningen for 2014 og 2025 viser, at AOT40-værdien er under målværdien

på 9.000 ppb∙timer

for beskyttelse af vegetation (svarer til 18.000 μg∙m

∙timer

i enheden brugt i Figur 9.2) i hele regionen (se også Tabel 9.2). Ved vurdering

af overholdelsen af målværdien, skal der dog anvendes 5 års middelværdier

af AOT40, hvilket ikke er muligt her. If. målinger fra DCE for perioden 2009-

2014 ligger middel AOT40-værdien under målværdien på 9.000 ppb∙timer

ved de fire baggrundsstationer i Danmark (Ellermann et al., 2015c).

9.4

Tungmetaller

Metaller forekommer naturligt i miljøet, men menneskeskabte kilder og den

efterfølgende deposition bidrager væsentligt til at øge niveauet i bl.a. jorden

og i vandmiljøet. Tungmetaller udsendes fra bl.a. industrien, kulfyrede kraft-

værker og affaldsforbrændingsanlæg, samt ved slid på bremsebelægninger

og motorer. Flere tungmetaller er giftige selv i små mængder og enkelte er

kræftfremkaldende. Tungmetaller er svært nedbrydelige og ophobes i planter

og akkumulere efterfølgende op gennem fødekæden (bioakkumulering).

Grænseværdier for tungmetaller

I EU og dermed i Danmark er målsætningen, at naturen ikke må modtage

mere luftforurening – herunder tungmetaller – end den kan tåle. Depositioner

og koncentrationer af ni tungmetaller (Cr, Mn, Fe, Ni, Cu, Zn, As, Cd, og Pb)

måles/beregnes derfor ved udvalgte målestationer i Danmark (se bl.a.

http://envs.au.dk/videnudveksling/luft/).

De danske grænseværdier for

luftkvalitet er baseret på gældende EU-direktiver (http://envs.au.dk/viden-

udveksling/luft/stoffer/graensevaerdier/).

Der er kun fastsat en egentlig

grænseværdi for årsmiddelværdien af luftkoncentrationen af bly (Pb: 500

ng/m

) og såkaldte vejledende grænseværdier for nikkel (Ni: 20 ng/m

), ar-

sen (As: 6 ng/m

) og cadmium (Cd: 5 ng/m

107

Niveauer af tungmetaller i forhold til grænseværdier

Data for 2014 er trukket ud fra DCE’s måledatabase for at belyse niveauerne

af de forskellige tungmetaller (

http://www2.dmu.dk/1_Viden/2_miljoe-til-

stand/3_luft/4_maalinger/5_database/hentdata.asp,

se også Ellermann et

al., 2015b).

Over de seneste ca. 25 år er der sket et fald i tungmetalniveauerne fra 16 % og

op til 60 % med det største fald for bly (Pb) og cadmium (Cd). I de senere år

har ændringerne været relativt små.

Målinger af bly fra H. C. Andersens Boulevard i København i 2014 viste en

årsmiddelværdi på 5,1 ng/m

, mens niveauet ved bybaggrundsstationen på

H.C. Ørsted Instituttet i København var 3,4 ng/m

. Grænseværdien for bly

må derfor forventes at være overholdt i Region Hovedstaden.

For nikkel er niveauet ved de samme stationer hhv. 3,2 ng/m

og 2,9 ng/m

2014, mens niveauet for arsen er mellem 1,1 og 0,8 ng/m

i 2014.

Endeligt er niveauet for cadmium nede på ca. 0,1 ng/m

i 2014 ved de to sta-

tioner i København.

Fælles for disse metaller er, at de alle er under den vejledende grænseværdi

for årsmiddelværdier.

108

10 Diskussion af usikkerheder

10.1 Hovedelementerne i impact-pathway metoden

EVA-systemet er baseret på ”Impact-pathway” kæden, som dækker alle led-

dene fra udslip af kemiske stoffer fra specifikke kilder, over spredning og ke-

misk omdannelse i atmosfæren, eksponering af befolkningen, beregning af

helbredseffekter, til den økonomiske værdisætning af disse helbredseffekter.

Der er usikkerheder i alle disse led.

Emission

Der er væsentlige usikkerheder forbundet med, hvor godt vi kender emissio-

nen af kemiske stoffer fra de forskellige sektorer, og hvor godt de er fordelt

geografisk. Der er usikkerheder forbundet med både aktivitetsniveauer og

emissionsfaktorer, og disse varierer betydeligt fra sektor til sektor og mellem

forureningskomponenterne. For den geografiske fordeling er usikkerhederne

både forbundet med usikkerheden af selve den geografiske fordelingsnøgle,

men også hvor god den valgte nøgle er som proxy for emissionskilden. På

trods af en løbende forbedring af grundlaget for emissioner fra brændeovne

vurderes denne sektor stadigvæk at være forbundet med nogen usikkerhed i

emissionsopgørelsen, når der sammenlignes med fx vejtransport. Emissio-

nerne for 2025 er baseret på en forventet udvikling og vil derfor være forbun-

det med en større usikkerhed end de historiske emissioner.

Luftkvalitet og befolkningseksponering

Der er usikkerheder forbundet med selve luftkvalitetsmodellernes beskri-

velse af de fysiske og kemiske sammenhænge, og usikkerheder forbundet

med de inputdata, som anvendes, især emissionsdata. En overordnet måde at

vurdere usikkerhederne i modellerne (DEHM og UBM) på er at sammenligne

modelresultater med måleresultater. Sammenligning mellem model og må-

linger i bybaggrund i Region Hovedstaden viser rimelig god overensstem-

melse for NO

og NO

, og en mindre, men forventet, underestimering for

og PM

2.5

, hvilket der kompenseres for ved at addere et bidrag fra

”ukendt masse” baseret på målinger.

Koncentrationerne og dermed befolkningseksponering vil også være påvirket

af variationer i meteorologi fra år til år.

Usikkerheden på befolkningsdata i Danmark er meget lille, da data er baseret

på CPR-registeret og geografisk fordelt efter koordinatsatte adresser. Befolk-

ningsdata er baseret på et nyt udtræk fra CPR fra 2017 for Danmark. Dette er

fremskrevet til 2025 med befolkningsdata fra Danmarks Statistik i de alders-

grupper, som EVA-systemet anvender.

Eksponerings-respons og helbredseffekter

Sammenhængen mellem befolkningseksponering og helbredseffekter er ba-

seret på international litteratur, som er anerkendt af verdenssundhedsorgani-

sationen (WHO). Specielt har man fundet en stærk sammenhæng imellem

koncentrationer af PM

2.5

i bybaggrunden (her repræsenteret ved resultaterne

fra DEHM/UBM) og helbredseffekter. Den anvendte sammenhæng, man har

fundet for fx dødelighed, er en stigning i relativ risiko på 6,2% for en stigning

i PM

2.5

på 10 µg/m

som årsmiddelværdi. I nærværende resultater er det an-

taget, at alle partikler er lige skadelige, jf. den bedste viden på området p.t.

109

Usikkerheden ligger i, at det kun afspejler kendt viden, som til stadighed ud-

vikles.

I beregningerne er det endvidere forudsat, at der ikke er lokale helbredseffek-

ter af NO

, men videngrundlaget peger i stigende grad på, at der er selvstæn-

dige lokale helbredseffekter af NO

. Vi arbejder på at indarbejde ekspone-

rings-respons for NO

i EVA-systemet, men det er endnu ikke færdigt. Det

europæiske Miljøagentur har i deres seneste rapport for luftkvalitet i Europa

inkluderet NO

i beregninger af for tidlige dødsfald. (European Environmen-

tal Agency, 2016). Her udgør for tidlig død pga. NO

2% af beregnede antal

for tidlige dødsfald for Danmark. Der er fortsatte diskussioner af hvilke dosis-

respons man skal bruge, og i hvilken grad der er tale om en selvstændig effekt

af NO

i forhold til for tidlig død, ”dobbelttælling” i forhold til PM

2.5

mv.

Værdisætning

Hovedparten af de eksterne omkostninger er relateret til for tidlige dødsfald,

og usikkerheden på værdisætningen af et for tidligt dødsfald har derfor væ-

sentlig indflydelse på de samlede eksterne omkostninger. Værdisætningen af

et akut dødsfald betegnes værdien af et statistisk liv (value of statistical life,

VSL). I EVA-beregningerne er et statistisk liv værdisat til 15,5 mio. kr. (2013-

priser). Næsten alle dødsfald relateret til luftforurening sker imidlertid som

følge af eksponering over lang tid, dvs. kronisk. Der tabes omkring 10 år i

levetidsforventning, hvilket er mindre end det gennemsnitlige trafikoffer, der

taber 30-40 år. EVA anvender derfor en særskilt værdi for tabte leveår (585.000

kr. pr. år; 2013-priser).

I samfundsøkonomiske analyser anvender bl.a. Transportministeriet en VSL

værdi på omkring 18 mio. kr. pr. “statistisk liv”. De Økonomiske Råd (DØR)

har i 2016 foreslået, at denne værdi sættes op til 31 mio. kr. (DØR, 2016). An-

befalingen bygger blandt andet på et nyt værdisætningsstudie, og de fleste

lande, som Danmark normalt sammenlignes med, bruger en højere værdi.

EU’s anbefalinger indebærer en værdi af statistisk liv i hele EU på 39 mio. kr.

Såfremt der anvendes en højere værdi for statistisk liv i EVA-beregningerne

vil de tilhørende eksterne omkostninger også blive større, og næsten propor-

tionalt større.

DØR anbefaler 900.000 kr. for et tabt leveår, mens der i EVA-systemet forud-

sættes omkring 585.000 kr. Såfremt DØR forudsætninger anvendes vil de eks-

terne omkostninger blive omkring 50% større.

I august 2017 offentliggjorde Finansministeriet en revideret og opdateret ud-

gave af Vejledning i Samfundsøkonomiske Konsekvensvurderinger (Finans-

ministeriet, 2017).

I forbindelse med den reviderede vejledning har Finansministeriet også op-

skrevet værdien af

statistisk liv, således at denne værdi nu er 32 mio. kr. (2017-

priser). DCE er ved, at implementere disse nye forudsætninger i EVA-syste-

met. Dette forventes at gøre de

samfundsøkonomiske omkostninger ved luft-

forureningen omkring 50% større.

10.2 De enkelte emissionskilder i Region Hovedstaden

Brændeovne

Den vigtigste lokale kilde i Region Hovedstaden i forhold til antal for tidlige

dødsfald og eksterne omkostninger er brændeovne efterfulgt af vejtrafik.

110

Selvom der inden for de seneste år er foretaget betydelige forbedringer af den

nationale emissionsopgørelse for brændeovne og den geografiske fordeling af

emissionerne (Plejdrup et al., 2016) vurderes usikkerheden fortsat at være

større, især i forhold til andre kilder som fx vejtransport.

I beregningerne er betydningen af dannelsen af sekundære organiske partik-

ler fra udledning af NMVOC (andre flygtige organiske forbindelser end me-

tan) fra brændeovne ikke direkte medtaget. Hvis de medtages, så vil dette

betyde en stigning i partikelkoncentrationerne, som stammer fra brændefy-

ring, men der findes p.t. ikke det nødvendige videngrundlag til at afgøre hvor

meget. Der sker en dannelse af SOA ud fra NMVOC-emissioner fra brænde-

ovne. Noget SOA bliver taget med som primære emissioner pga. målemeto-

den for brændeemissioner, men en anden del er ikke med. Der sker en hurtig

omdannelse af SOA (fx indenfor 30 meter fra skorstenen), og dette bidrag er

ikke inkluderet i beregningerne, mens dannelsen af SOA i selve skorstenen er

medtaget som primære emissioner. Anden SOA-dannelse sker meget mere

langsomt på regional skala, og dette er medtaget i DEHM. Yderligere diskus-

sion heraf kan findes i Olesen et al. (2010) og Seljeskog et al. (2013).

Vejtrafik

Den anden vigtigste lokale kilde i Region Hovedstaden er vejtrafik.

Der er mindre usikkerheder på emissioner fra vejtrafik, da emissionsmodel-

lerne bygger på emissionsmålinger, og emissionerne kan indirekte valideres

ved at sammenligne målte og beregnede koncentrationer i gaderum, hvor be-

regnede koncentrationer er udført med luftkvalitetsmodeller på basis af emis-

sionsdata, hvilket giver god overensstemmelse.

Gadekoncentrationerne i Region Hovedstaden er som i resten af landet i Luf-

ten på din vej baseret på trafikdata fra Landstrafikmodellen.

Anvendelse af produkter

Anvendelse af produkter (emissioner fra opløsningsmidler og emissioner fra

industriens og befolkningens brug af produkter som fx kemikalier og maling)

har også tilknyttet væsentlige usikkerheder, men bidraget er lille.

Ikke-vejgående maskiner

Mobile kilder (ikke-vejgående maskiner mv.) har også tilknyttet væsentlige

usikkerheder, men bidraget er meget beskedent. Der er tidligere foretaget en

udredning for Miljøstyrelsen, bl.a. om yderligere kvantificering af bidragene

fra denne kilde (Olesen et al., 2013). Det har desværre ikke været muligt at

inddrage disse vurderinger i nærværende rapport.

10.3 Farlighed af partikler

Der er stor usikkerhed om, hvilken type af partikler (både størrelse og kemisk

sammensætning), der giver de største helbredseffekter. På baggrund af det

internationale videngrundlag kan man konkludere, at der er en klar sammen-

hæng mellem koncentrationen af partikler mindre end 2,5 mikrometer (PM

2.5

opgjort som masse) i bybaggrunden og helbredseffekter. Med den nuværende

viden kan der ikke kvantitativt skelnes mellem helbredseffekterne af partikler

med forskellige størrelse og kemisk sammensætning, og derfor er de behand-

let ens i beregningerne. Dvs. det er antaget at partikler under 2,5 µm har

samme helbredseffekt uanset størrelse og kemisk sammensætning.

111

P.t. mangler der specielt viden omkring betydningen for helbredseffekter af

ultrafine partikler (partikler under 100 nm) og om betydningen af helbredsef-

fekter fra korttidseksponering af høje koncentrationer af luftforurening, fx i

gader. Da de ultrafine partikler er et lokalt fænomen og helbredseffekter fra

korttidseksponering typisk foregår i gaderum med højere koncentrationer fra

vejtrafik, vil ny viden på disse to områder sandsynligvis resultere i at bidraget

fra kilder i Region Hovedstaden til helbredseffekterne inden for Region Ho-

vedstaden vil blive større end de nuværende 10-11%, som er beregnet i inde-

værende rapport. Dette er under forudsætning af, at det viser sig, at der er

signifikante helbredseffekter af ultrafine partikler og fra korttidseksponering

af PM

2.5

Nyere studier tyder på (Rohr & Wyzga 2012), at de kulstofholdige partikler

(fx primært emitteret fra vejtrafik og brændeovne) er mere helbredsskadelige

end de ikke-kulstofholdige partikler, fx de uorganiske sekundære partikler

(dvs. partikler, der emitteres som gas og ved kemiske processer i atmosfæren

bliver omdannet til partikler). Disse indikationer peger i retning af, at kulstof-

holdige partikler (BC/EC og SOA) er mere skadelige end partikler som gen-

nemsnit. Hvis dette viser sig at være rigtigt, vil det betyde, at de lokale kilder

inden for Region Hovedstaden vil give et større bidrag til helbredseffekter og

de relaterede eksterne omkostninger i Region Hovedstaden end de nuvæ-

rende 10-11%. Det vil dog ikke ændre på konklusionen, at brændeovne og

vejtrafik vil være de største bidragydere til helbredseffekterne i Region Ho-

vedstaden fra kilder inden for Region Hovedstaden, da disse to emissionssek-

torer allerede er de primære kilder til både kulstofholdige partikler og ultra-

fine partikler.

En tidligere gennemført følsomhedsanalyse, hvor det er forudsat at sund-

hedsskadeligheden af primære partikler er 1,3 gange gennemsnittet og skade-

ligheden af sekundære partikler er 0,7 gange gennemsnittet, viste også at for-

delingen mellem de forskellige emissionssektorer var påvirket heraf. Denne

følsomhedsanalyse viser, at Ikke-industriel forbrænding (især brændeovne og

kedler), som er direkte emitterede partikler, får større vægt. Derimod bliver

landbrugets andel mindre, da bidraget her hovedsageligt er relateret til de

sekundære partikler, ellers er der kun mindre ændringer i de indbyrdes bi-

drag fra emissionssektorerne (Brandt et al., 2011a).

Endvidere har verdenssundhedsorganisationen WHO i 2012 klassificeret die-

seludstødning som kræftfremkaldelse (gruppe 1) mod tidligere sandsynligvis

kræftfremkaldende (gruppe 2A).

Det er dog indtil videre WHO’s anbefaling at anvende samme dosis-respons

for alle typer af partikler dvs. med udgangspunkt i PM

2.5

i cost-benefit analy-

ser (WHO, 2013), som det gøres i EVA-systemet.

Der er dog fortsat behov for mere viden vedrørende luftforurening og de re-

sulterende helbredseffekter, og hvordan de afhænger af forskellige typer af

partikler og forskellige typer af emissionskilder.

10.4 Geografisk opløsning og betydning af lokale kilder

Den geografiske opløsning af modelsystemet har betydning for beregning af

konsekvenser fra især lokale kilder som fx vejtrafik og brændeovne. Ved en

lav geografisk opløsning vil helbredseffekterne blive underestimeret for en

befolkningsgruppe, der bor tæt på lokale kilder. Det skyldes, at koncentratio-

nerne er større her end modellen beregner. Modsat vil modellen overestimere

112

for dem, som bor længere væk fra kilderne. Netop dette er der taget højde for

med en geografisk opløsning i modellen på 1 km x 1 km i EVA-systemet.

Befolkningseksponering er bestemt med en opløsning på 1 km x 1 km med

bybaggrundskoncentrationen som indikator, men det kunne tænkes, at

endnu højere geografisk opløsning som gadekoncentrationer ved adressen

med tilhørende højere opløsning i koncentrationsberegningerne (fx integra-

tion af gademodel) ville give endnu mere pålidelige resultater, men dette kræ-

ver, at der findes dosis-respons funktioner udviklet for eksponering ved

adresse som proxi og ikke koncentrationer i bybaggrunden, som benyttes pt.

Studier har således vist, at personer, som bor inden for 50 m af en trafikeret

byvej og 100 m fra en motorvej, har øget risiko for at dø for tidligt af hjerte-

lunge relaterede sygdomme (Hoek et al. 2002).

Et dansk studie med udgangspunkt i Kost Kræft Helbred kohorten har også

undersøgt sammenhængen mellem udsættelse for luftforurening over tid og

udviklingen af alle dødsfald og særskilt dødsfald relateret til hjerte-/kredsløb

(Raaschou-Nielsen et al., 2012; Ellermann et al., 2014). Eksponeringsindikator

var gadekoncentrationen af NO

, som blev beregnet med DCE AirGIS-model-

system for adresser fra 1971 og frem. Det er sandsynligvis ikke NO

som så-

dan, der giver helbredseffekterne, men NO

kan ses som en indikator for tra-

fikforurening. Resultaterne blev justeret for en række samhørende risikofak-

torer, der blev bl.a. justeret for støj ved bopælen. Studiet viste en 8 % stigning

i risikoen for alle dødsfald per 10

μg/m

stigning i NO

koncentrationen og

endnu større stigning (16%) for hjerte-kredsløbssygdomme. Stigende NO

koncentration øgede også risikoen for at dø på grund af iskæmisk hjertesyg-

dom og slagtilfælde, som er undertyper af hjerte-kredsløbssygdomme, men

disse resultater var ikke statistisk signifikante. Såfremt disse dosis-respons

sammenhænge for NO

blev lagt til grund for beregning af dødsfald med ga-

dekoncentrationen som eksponeringsindikator, ville der blive estimeret væ-

sentligt flere dødsfald i byerne og især langs trafikerede gader end, hvad

EVA-systemet estimerer for disse områder. Det er dog uklart om der vil være

tale om flere for tidlige dødsfald pga. eksponering for NO

i gaderum, hvis

man lagde dette studie til grund for beregning af helbredseffekterne eller om

der vil være tale om en omfordeling af de for tidlige dødsfald, der er beregnet

i indeværende rapport for Region Hovedstaden. Under alle omstændigheder

er der behov for mere viden om årsagen til de for tidlige dødsfald, som skyl-

des luftforurening og om disse dødsfald skal tilskrives PM

2,5

i bybaggrunden,

som vi har gjort i denne rapport på baggrund af bedst tilgængelig viden fra

WHO, eller om der vil være yderligere for tidlige dødsfald, som kan tilskrives

lokale kilder, fx via eksponering fra NO

For Sverige har det svenske miljøinstitut (IVL) og Umeå Universitet forsøgt at

kvantificere helbredseffekterne med en opdeling i bidraget fra regionale kil-

der og fra lokale kilder, hvor lokale kilder er vejtrafik og brændefyring (Gu-

stafsson et al., 2014). I beregningerne er der anvendt højere relativ risiko for

de lokale kilder end for de regionale kilder, hvilket betyder, at de lokale kilder

får større vægt i de totale helbredseffekter. Med denne tilgang blev der for

Sverige pga. PM

2.5

eksponering beregnet omkring 3.000 for tidlige dødsfald

fra regionale kilder og hhv. yderligere 1.000 for brændefyring og 1.300 for vej-

trafik dvs. i alt 5.300 for tidlige dødsfald. For vejtrafik blev anvendt NO

som

indikator med dosis-respons sammenhænge fra det danske studie nævnt

ovenfor (Raaschou-Nielsen et al., 2012). Hvis beregningerne blev udført uden

opdeling i kildebidrag blev der beregnet 3.500 for tidlige dødsfald. Hvis man

113

antager, at lokale kilder har højere relativ risiko end regionale kilder får man

således omkring 50% flere for tidlige dødsfald. Med samme forudsætninger

ville man sandsynligvis få noget tilsvarende for Danmark.

På nuværende tidspunkt er videngrundlaget mht. til eksponerings-respons

sammenhænge dog ikke fuldstændigt nok til at kvantificere

alle

de helbreds-

effekter for en befolkning på grundlag af eksponering på adresseniveau,

selvom der er lavet en del studier med adressen som indikator for ekspone-

ring.

114

Referencer

Bastrup-Birk, A., Tybirk, K., Emborg, L. & Wier, M. (1999): Tålegrænser for

luft forurening: Anvendelse i strategisk miljøplanlægning, Danmarks Miljø-

undersøgelser. 129 s. - Faglig rapport fra DMU, nr. 269.

Berkowicz, R. (2000): A Simple Model for Urban Background Pollution. Envi-

ronmental Monitoring and Assessment Vol. 65, Issue 1/2, pp. 259-267.

Brandt, J., Christensen, J.H., Frohn, L.M., Palmgren, F., Berkowicz, R., Zlatev,

Z. (2001a): Operational air pollution forecasts from European to local scale.

Atmospheric Environment, Vol. 35, Sup. No. 1, pp. S91-S98, 2001.

Brandt, J., J. H. Christensen, L. M. Frohn and R. Berkowicz (2001b): “Opera-

tional air pollution forecast from regional scale to urban street scale. Part 1:

system description”,

Physics and Chemistry of the Earth (B),

Vol. 26, No. 10, pp.

781-786, 2001.

Brandt, J., J. H. Christensen, L. M. Frohn (2001c): “Operational air pollution

forecast from regional scale to urban street scale. Part 2: performance evalua-

tion”,

Physics and Chemistry of the Earth (B),

Vol. 26, No. 10, pp. 825-830, 2001.

Brandt, J., J. H. Christensen, L. M. Frohn and R Berkowicz, (2003): “Air pollu-

tion forecasting from regional to urban street scale – implementation and val-

idation for two cities in Denmark”.

Physics and Chemistry of the Earth,

Vol. 28,

pp. 335-344, 2003.

Brandt, J., J. D. Silver, J. H. Christensen, M. S. Andersen, J. Bønløkke, T.

Sigsgaard, C. Geels, A. Gross, A. B. Hansen, K. M. Hansen, G. B. Hedegaard,

E. Kaas and L. M. Frohn (2011a): Assessment of Health-Cost Externalities of

Air Pollution at the National Level using the EVA Model System. CEEH Sci-

entific Report No 3, Centre for Energy, Environment and Health Report series,

March 2011, p. 98.

Brandt, J., J. D. Silver, J. H. Christensen, M. S. Andersen, J. H. Bønløkke, T.

Sigsgaard, C. Geels, A. Gross, A. B. Hansen, K. M. Hansen, G. B. Hedegaard,

E. Kaas and L. M. Frohn (2011b): EVA– en metode til kvantificering af sund-

hedseffekter og eksterne omkostninger. Temanummer om helbredseffekter af

vedvarende energi. Sundhedsstyrelsens Rådgivende Videnskabelige Udvalg

for Miljø og Sundhed. Formidlingsblad 17. årgang, suppl. 1, okt. 2011, pp 3-

10.

Brandt, J., J. D. Silver, L. M. Frohn, C. Geels, A. Gross, A. B. Hansen, K. M.

Hansen, G. B. Hedegaard, C. A. Skjøth, H. Villadsen, A. Zare, and J. H. Chris-

tensen (2012): An integrated model study for Europe and North America us-

ing the Danish Eulerian Hemispheric Model with focus on intercontinental

transport.

Atmospheric Environment,

Volume 53, June 2012, pp. 156-176,

doi:10.1016/j.atmosenv.2012.01.011.

Brandt, J., J. D. Silver, J. H. Christensen, M. S. Andersen, J. Bønløkke, T.

Sigsgaard, C. Geels, A. Gross, A. B. Hansen, K. M. Hansen, G. B. Hedegaard,

E. Kaas and L. M. Frohn (2013a): “Contribution from the ten major emission

sectors in Europe to the Health-Cost Externalities of Air Pollution using the

115

EVA Model System – an integrated modelling approach”. Atmospheric

Chemistry and Physics Discussion. 13, 5871–5922, 2013.

www.atmos-chem-

phys-discuss.net/13/1/2013/,

doi:10.5194/acpd-13-5871-2013.

Brandt, J., J. D. Silver, J. H. Christensen, M. S. Andersen, J. Bønløkke, T.

Sigsgaard, C. Geels, A. Gross, A. B. Hansen, K. M. Hansen, G. B. Hedegaard,

E. Kaas and L. M. Frohn (2013b): “Assessment of Past, Present and Future

Health-Cost Externalities of Air Pollution in Europe and the contribution from

international ship traffic using the EVA Model System”. Atmospheric Chem-

istry and Physics Discussions, 13, pp. 5923-5959, 2013.

www.atmos-chem-

phys-discuss.net/13/1/2013/,

doi:10.5194/acpd-13-5923-2013.

Brandt, J., Jensen, S.S., Andersen, M.S., Plejdrup, M.S., Nielsen, O.K.

(2016a):Helbredseffekter og helbredsomkostninger fra emissionssektorer i

Danmark. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 47

s. - Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr.

182.

http://dce2.au.dk/pub/SR182.pdf

Brandt, J., Andersen, M. S., Bønløkke, J. H., Christensen, J. H., Ellermann, T.,

Hansen, K. M., Hertel, O., Im, U., Jensen, A., Jensen, S. S., Ketzel, M., Nielsen,

O.-K., Plejdrup, M. S., Sigsgaard, T., Geels, C. (2016b): Helbredseffekter og

eksterne omkostninger fra luftforurening i Danmark over 37 år (1979-2015).

Miljø og sundhed, 22. årgang, nr. 1, september 2016.

Christensen, J.H. (1997): The Danish Eulerian Hemispheric Model – a three-

dimensional air pollution model used for the Arctic. Atmospheric Environ-

ment., 31, 4169–4191.

Ellermann, Thomas, Brandt, Jørgen, Hertel, Ole, Loft, Steffen, Jovanovic An-

dersen, Zorana, Raaschou-Nielsen, Ole, Bønløkke, Jakob & Sigsgaard, Torben

(2014a): Luftforureningens indvirkning på sundheden i Danmark. Aarhus

Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 151 s. - Videnskabelig

rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 96.

http://dce2.au.dk/pub/SR96.pdf

Ellermann, T., Brandt, J., Jensen, S.S., Hertel, O., Løfstrøm, P., Ketzel, M., Ole-

sen, H.R. & Winther, M. (2014b): Undersøgelse af de forøgede koncentrationer

af NO

på H.C. Andersens Boulevard. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt

Center for Miljø og Energi, 100 s. - Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt

Center for Miljø og Energi nr. 111

http://dce2.au.dk/pub/SR111.pdf.

Ellermann, T., Nøjgaard, J.K., Nordstrøm, C., Brandt, J., Christensen, J., Ket-

zel, M. Jansen, S., Massling, A. & Jensen, S.S. (2015a): The Danish Air Quality

Monitoring Programme. Annual Summary for 2013. Aarhus University, DCE

– Danish Centre for Environment and Energy, 72 pp. Scientific Report from

DCE – Danish Centre for Environment and Energy No. 134.

http://dce2.au.dk/pub/SR134.pdf.

Ellermann, T., Nøjgaard, J.K., Nordstrøm, C., Brandt, J., Christensen, J., Ket-

zel, M., Massling, A. & Jensen, S.S. (2015b): The Danish Air Quality Monito-

ring Programme. Annual Summary for 2014. Aarhus University, DCE – Dan-

ish Centre for Environment and Energy, 64 pp. Scientific Report from DCE –

Danish

Centre

for

Environment

and

Energy

No.

162.

http://dce2.au.dk/pub/SR162.pdf

116

Ellermann, T., Bossi, R., Christensen, J., Løfstrøm, P., Monies, C., Grundahl, L.

& Geels, C. (2015c): Atmosfærisk deposition 2014. NOVANA. Aarhus Univer-

sitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi. 88 s. – Videnskabelig rap-

port fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 163.

http://dce2.au.dk/pub/SR163.pdf.

Ellermann, T., Nygaard, J., Nøjgaard, J.K., Nordstrøm, C., Brandt, J., Christen-

sen, J., Ketzel, M., Massling, A. & Jensen, S.S. (2016): The Danish Air Quality

Monitoring Programme. Annual Summary for 2015. Aarhus University, DCE

– Danish Centre for Environment and Energy, 65 pp. Scientific Report from

DCE – Danish Centre for Environment and Energy No. 201.

http://dce2.au.dk/pub/SR201.pdf

Ellermann, T., Nygaard, J., Nøjgaard, J.K., Nordstrøm, C., Brandt, J., Christen-

sen, J., Ketzel, M., Massling, A., Bossi, R. & Jensen, S.S. 2017. The Danish Air

Quality Monitoring Programme. Annual Summary for 2016. Aarhus Univer-

sity, DCE – Danish Centre for Environment and Energy, 78 pp. Scientific Re-

port from DCE – Danish Centre for Environment and Energy No. 234.

http://dce2.au.dk/pub/SR234.pdf

European Environmental Agency (2016): Air quality in Europe — 2016 report.

EEA Report No 28/2016. ISSN 1977-8449.

Geels, C, Hertel, O, Madsen, PV, Frohn, LM, Gyldenkærne, S, Frydendall, J,

Christensen, J, Hvidberg, M, Ambelas Skjøth, C & Ellermann, T 2006, Atmo-

sfærisk kvælstofbelastning af udvalgte naturområder i Frederiksborg Amt.

Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. Faglig rapport fra DMU,

vol. 601.

Gustafsson, M., Forsberg, B., Orru, H., Åström, S., Tekie, H., Sjöberg, K. (2014):

Quantification of population exposure to NO2, PM2.5 and PM10 and esti-

mated health impacts in Sweden 2010, December 2014. IVL Swedish Environ-

mental Research Institute Ltd. IVL Report B 2197.

Hoek, G., Brunekreef, B., Goldbohm, S., Fischer, P., Brandt, P.A. (2002): Asso-

ciation between mortality and indicators of traffic-related air pollution in the

Netherlands: a cohort study. THE LANCET • Vol 360 • October 19, 2002.

Jensen, S.S., Ellermann, T., Christensen, J. (2010): Information om forurenin-

gens oprindelse for NO

som input til luftkvalitetsplan for NO

. Danmark Mil-

jøundersøgelser, 10. november 2010. Notat til Miljøstyrelsen. 20 s.

Jensen, S.S., Ketzel, M., Nøjgaard, J. K. & Becker, T. (2011): Hvad er effekten

af miljøzoner for luftkvaliteten? - Vurdering for København, Frederiksberg,

Aarhus, Odense, og Aalborg. Slutrapport. Danmarks Miljøundersøgelser,

Aarhus Universitet 110 s. –Faglig rapport nr. 830.

http://www.dmu.dk/-

Pub/FR830.pdf.

Jensen, S.S., Brandt, J., Ketzel, M., Plejdrup, M. (2013): Kildebidrag til sund-

hedsskadelig luftforurening i København. Aarhus Universitet, DCE – Natio-

nalt Center for Miljø og Energi, 86 s. - Videnskabelig rapport fra DCE - Nati-

onalt Center for Miljø og Energi nr. 57.

http://www.dmu.dk/Pub/SR57.pdf.

117

Jensen, S.S., Im, U., Ketzel, M. Løfstrøm, P. & Brandt, J. (2015): Kortlægning af

luftkvalitet langs motor- og landeveje i Danmark. Aarhus Universitet, DCE –

Nationalt Center for Miljø og Energi, 41 s. - Videnskabelig rapport fra DCE -

Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 154.

http://dce2.au.dk/-

pub/SR154.pdf.

Jensen, S.S., Ketzel, M., Ellermann, T., Winther, M., (2016): Luftkvalitetsvur-

dering af SCRT på bybusser i København. Aarhus Universitet, DCE – Natio-

nalt Center for Miljø og Energi, 30 s. - Videnskabelig rapport fra DCE - Nati-

onalt Center for Miljø og Energi nr. 192.

http://dce2.au.dk/pub/SR192.pdf

Jensen, S.S, Ketzel, M., Becker, T., Christensen, J., Brandt, J., Plejdrup, M.S.,

Winther, M., Nielsen, O.-K., Hertel, O., Ellermann, T. (2017): High Resolution

Multi-scale Air Quality Modelling for All Streets in Denmark. Transportation

Research Part D: Transport and Environment 52 (2017) 322–339.

Ketzel M., P. Wåhlin, R. Berkowicz and F. Palmgren (2003): Particle and trace

gas emission factors under urban driving conditions in Copenhagen based on

street and roof level observations. Atmospheric Environment 37, 2735-2749.

Levin, G. 2016. Geografiske analyser af § 3-registrerede arealer. Analyser af

overlap mellem § 3-registrerede arealer og andre geografiske data. Aarhus

Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 47 s. - Videnskabelig

rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 213.

http://dce2.au.dk/pub/SR213.pdf

Olesen, H. R., Wåhlin, P. & Illerup, J.B. (2010): Brændefyrings bidrag til luft-

forurening. Nogle resultater fra projektet WOODUSE. Danmarks Miljøunder-

søgelser, Aarhus Universitet. 71s. Faglig rapport fra DMU nr. 779.

http://ww.dmu.dk/Pub/FR779.pdf.

Olesen, H.R., Winther, M., Plejdrup, M.S., Brandt, J., Ketzel, M., Ellermann,

T., (2013): Luftforurening fra mobile ikke-vejgående maskiner i byområder.

Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi. Videnskabe-

lig rapport fra DCE nr. 65.

http://www.dmu.dk/Pub/SR65.pdf

Plejdrup, M.S. & Gyldenkærne, S. (2011): Spatial distribution of emissions to

air – the SPREAD model. National Environmental Research Institute, Aarhus

University, Denmark. 72 pp. – NERI. Technical Report no. FR823.

http://www.dmu.dk/Pub/FR823.pdf.

Plejdrup, M.S., Nielsen, O.-K., Brandt, J. (2016): Spatial emission modelling for

residential wood combustion in Denmark. Atmospheric Environment 144

(2016) 389-396.

Rohr, A.C. & Wyzga, R.E, (2012): Attributing health effects to individual par-

ticulate matter constituents. Atmospheric Environment.

Volume 62,

Decem-

ber 2012, Pages 130–152.

Seljeskog, M., Goile, F., Sevault, A. (2013): Particle emission factors for wood

stove firing in Norway. 66 p., SINTEF.

Skamarock, W. C., J. B. Klemp, J. Dudhia, D. O. Gill, D. M. Barker, W. Wang,

and J. G. Powers, 2005: A description of the Advanced Research WRF Version

2. NCAR Tech Notes-468+STR.

118

Søndergaard, M., Jeppesen, E., Jensen, J.P. (redaktører), Bradshaw, Skov-

gaard, H. og Grünfeld, S. 2003: Vandrammedirektivet og danske søer. Del 1:

Søtyper, referencetilstand og økologiske kvalitetsklasser. Danmarks Miljøun-

dersøgelser. 142 s. – Faglig rapport fra DMU nr. 475.

http://faglige-rap-

porter.dmu.dk.

Watkiss, Paul, Steve Pye and Mike Holland (2005): CAFE CBA: Baseline Anal-

ysis 2000 to 2020. Service Contract for Carrying out Cost-Benefit Analysis of

Air Quality Related Issues, in particular in the clean Air for Europe (CAFE)

Programme. April 2005. http://www.cafecba. org/assets/baseline_analy-

sis_2000-2020_05-05.pdf.

WHO (2013): Health risks of air pollution in Europe – HRAPIE project. Rec-

ommendations for concentration–response functions for cost–benefit analysis

of particulate matter, ozone and nitrogen dioxide.

WHO (2014): Burden of disease from Household Air Pollution for 2012. WHO

2014.

119

Bilag 1 Koncentrationsfordeling i modelområ-

det i 2015 og 2025

Årsmiddelkoncentrationer af baggrundskoncentration på 1 km x 1 km gitter i hele modelområdet for 2014

beregnet med DEHM/UBM.

120

121

122

123

Årsmiddelkoncentrationer af baggrundskoncentration på 1 km x 1 km gitter i hele modelområdet for 2025

beregnet med DEHM/UBM.

124

125

126

127

KORTLÆGNING AF LUFTFORURENINGENS

HELBREDS- OG MILJØEFFEKTER

I REGION HOVEDSTADEN

Rapporten estimerer helbredseﬀekter og eksterne om-

kostninger relateret til luftforurening i Region Hovedstaden

ved hjælp af det integrerede modelsystem EVA (Economic

Valuation of Air pollution).

EVA-systemet beregner helbredseﬀekter og relaterede

eksterne omkostninger baseret på informationer om

forureningskilder og deres placering, transport og spred-

ning af luftforurening samt eksponering af befolkningen,

eksponering-respons sammenhænge mellem eksponering

og helbredseﬀekter samt værdisætning af helbredseﬀek-

terne, også kaldet eksterne omkostninger relateret til hel-

bredseﬀekter af luftforurening. Rapporten beskriver også

koncentrationsfordelingen af baggrundskoncentrationer

og gadekoncentrationer, og hvordan emissionskilderne

bidrager til koncentrationer, samt hvor meget emissions-

kilderne bidrager til helbredseﬀekterne og de eksterne

omkostninger. Endvidere beskrives miljøeﬀekter af ozon,

deposition af kvælstof og svovl samt tungmetaller.

ISBN: 978-87-7156-304-7

ISSN: 2244-9981