0 1 2 Kilometer < 5% 5 - 10 % 10 - 15 % 15 - 20 % 20 - 25 % Figur 13. Geografisk fördelning av de procentuella minskningarna av årsmedelvärdet av NOx exponeringarna vid scenariot med avgifter jämfört med utan avgifter.
0 1 2 Kilometer < 5% 5 - 10 % 10 - 15 % 15 - 20 % 20 - 25 % Figur 14. Geografisk fördelning av de procentuella minskningarna av årsmedelvärdet av NO2 exponeringarna vid scenariot med avgifter jämfört med utan avgifter.
NO
X
NO
2
0 5 10 Kilometer < 5% 5 - 10 % 10 - 15 % 15 - 20 % 20 - 25 % Figur 15. Geografisk fördelning av de procentuella minskningarna av årsmedelvärdet av NOx exponeringarna vid scenariot med avgifter jämfört med utan avgifter. Storstockholmsområdet; 500 x 500 meters upplösning. 0 5 10 Kilometer < 5% 5 - 10 % 10 - 15 % 15 - 20 % 20 - 25 % Figur 16. Geografisk fördelning av de procentuella minskningarna av årsmedelvärdet av NO2 exponeringarna vid scenariot med avgifter jämfört med utan avgifter. Storstockholmsområdet; 500 x 500 meters upplösning.
4.2 Partiklar
I Tabell 7 och Tabell 8 redovisas effekterna på årsmedelhalterna i innerstaden av avgaspartiklar respektive PM10, som består av både avgaspartiklar och slitagepartiklar samt inkluderar långdistans-transport. Observera att med avgaspartiklar avses här endast bidraget från den lokala trafiken i
Storstockholmsområdet (partikelhalter p g a avgasutsläpp i övriga Sverige och Europa ingår i de totala PM10 halterna i form av bakgrundsbidrag).
Avgaspartikelhalten minskar med endast 0.05 g/m3, från 0.27 till 0.22 g/m3 vid införande av trängselavgifter. Detta kan jämföras med
minskningen i PM10 halterna, 1.3 g/m3, från 16.3 till 15.0 g/m3. I genomsnitt för innerstaden sjunker de befolkningsviktade PM10 halterna med 8%. Som mest sjunker PM10 halterna med 4 g/m3 vilket motsvarar 13%.
Påverkan på PM10-halterna av utsläppen av avgaspartiklar blir marginell eftersom slitage-partiklarna utgör så stor andel. Trängselavgifter kan innebära bättre flyt i trafiken och eventuellt lite högre genomsnittshastigheter. Detta kan betyda något större resuspension av slitagepartiklar (högre hastighet betyder både lite mera slitage och lite kraftigare fordonsgenererad turbulens som leder till större uppvirvling av partiklar från vägbanorna).
Å andra sidan minskar trafikarbetet totalt sett vilket betyder mindre slitage. I beräkningarna som presenteras här har vi endast tagit hänsyn till att utsläppen av PM10 minskar tack vare minskat trafikarbete. Detta kan alltså ge viss överskattning av effekterna av trängselavgifter på PM10-halterna.
Tabell 7. Befolkningsviktade halter av avgaspartiklar i innerstaden med respektive utan
trängselavgifter 2015. I tabellen redovisas årsmedelvärden av halterna som endast beror på den lokala trafikens bidrag.
Scenario Befolkningsviktat värde (g/m3) Skillnad (g/m3) Procentuell minskning
Utan avgifter 0.26
Med avgifter 0.21 0.05
(0.01 – 0.25)1)
18% (9% - 25%)1)
1) Intervall avseende minsta och största värde som erhållits för innerstaden.
Tabell 8. Befolkningsviktade halter av PM10 i innerstaden med respektive utan trängselavgifter 2015. I tabellen redovisas årsmedelvärden. I den totala halten av PM10 ingår även
bakgrundsbidraget som antagits vara 11g/m3.
Scenario Befolkningsviktat värde (g/m3) Skillnad (g/m3) Procentuell minskning
Utan avgifter 16.4
Med avgifter 15.1 1.3
(0.3 – 4.0)1)
8% (2% - 13%)1)
Den geografiska fördelningen av den
procentuella minskningen av avgaspartikelhalterna framgår av Figur 17. Störst minskning erhålls på Norrmalm med upp emot 25% lägre halter.
För PM10 blir den geografiska fördelningen i stort sett identisk, men med halverade procentsiffror. Utanför innerstaden blir effekterna på PM10 halterna små, någon procents minskning.
0 1 2 Kilometer < 5% 5 - 10 % 10 - 15 % 15 - 20 % 20 - 25 % Figur 17. Geografisk fördelning av de procentuella minskningarna av årsmedelvärdet av avgaspartiklar exponeringarna vid scenariot med avgifter jämfört med utan avgifter. Stockholms innerstad; 100 x 100 meters upplösning.
5. Jämförelse med åtgärder för att minska
luftföroreningar från vägtrafiken
Miljökvalitetsnormer är bindande nationella föreskrifter vilka grundas på EU-direktiv. Norm-värden ska spegla den lägsta godtagbara luft-kvaliteten som människa och miljö tål enligt befintligt vetenskapligt underlag. För närvarande finns miljökvalitetsnormer för kvävedioxid, partiklar (PM10), bensen, kolmonoxid, svaveldioxid och bly. Av dessa är det normerna för kvävedioxid och PM10 som generellt sett är svårast att klara. Enligt de kartläggningar som har gjorts i Stockholm kommer miljökvalitetsnormer för kvävedioxid och PM10 att överskridas efter utfästa datum för uppfyllande (1 jan 2006 respektive 1 jan 2005). Överskridande av normer riskeras vid infartsleder (t ex Södertälje-vägen, Essingeleden) samt vid smala huvudgator i innerstaden (t ex Hornsgatan, St: Eriksgatan, Norrlandsgatan) (SLB-analys, 1999).
Länsstyrelsen i Stockholms län har ett uppdrag från Regeringen att ta fram ett åtgärdsprogram så att normerna för kvävedioxid och PM10 klaras (ska redovisas senast 1 juni resp 31 dec 2003). Läns-styrelsen har inbjudit till samråd om åtgärder för att klara kvävedioxidhalter. Samrådsmaterialet består av en åtgärdskatalog med förslag på åtgärder som ger effekter i första hand på kort sikt.
Tabell 9 nedan visas uppskattad eller beräknad effekt av några åtgärder som på relativt kort sikt kan få genomslag på kvävedioxidhalterna i Stockholms innerstad. Tabellen baseras på Länsstyrelsens åtgärdskatalog samt beräkningar gjorda av SLB-analys (Länsstyrelsen, 2003; SLB-SLB-analys, 2001).
Tabell 9. Exempel på åtgärder med verkan i Stockholms innerstad för att nå miljökvalitetsnorm för kvävedioxid.
Åtgärd i Stockholms innerstad Bedömd haltminskning av kvävedioxidhalter i
innerstaden
Snabbare skrotning av personbilar utan katalysator. Ca 5 % Miljözon omfattande lätta fordon. Ej äldre än 11 år. Ca 10 % Förtida introduktion av 05/06 års krav för lätta fordon
via miljöklasser.
Ca 0,5 %
Högre P-avgifter. Ca 0,5-1 %.
Begränsa utbudet av P-platser i innerstaden. Ca 0,5-2 %.
Effektivare godsdistribution. Ca 1-2 %.
Ökad försäljning av fordon med bättre miljöprestanda Mindre än 1 % Ökad kontroll av förmånsbeskattning av fri parkering Ca 4 % Miljözon för tunga fordon (införd 1996) Ca 1 % Full efterlevnad av miljözon (ca 10 % bryter mot
bestämmelser)
Ca 0,2 % Skärpta krav för nuvarande miljözon Ca 2 %
Som framgår av Tabell 9 har många åtgärder som berör hela innerstaden en relativt liten effekt på kvävedioxidhalterna. Med det förslag till trängsel-avgifter som har studerats i denna rapport beräknas NO2-halten minska med ca 11 % i genomsnitt, och upp till 20% i vissa områden på Norrmalm. Miljözonen för tung trafik som infördes 1996 beräknas t ex ha en tiondel av den effekten (SLB-analys, 2001). Som jämförelse kan också nämnas Södra Länken (öppnas för trafik år 2004). Denna bedöms ge någon till några procent minskning av kvävedioxidhalten på vissa huvudgator i innerstaden.
Beräkningarna i rapporten pekar således på en jämförelsevis stor potential för trängselavgifter som en åtgärd för att minska luftföroreningarna från vägtrafiken. Beräkningarna förutsätter dock en total trafikminskning i innerstaden på ca 20 %. Med det nya förslaget till trängselavgifter (miljöavgifter) uppskattas NO2 och PM10 halterna minska med ca 5%. Även detta är en relativt stor minskning i jämförelse med den effekt som erhålls av andra åtgärder.
6. Referenser
Länsstyrelsen (2003). Ett urval av åtgärder för att klara miljökvalitetsnormen för kvävedioxid i Stockholms län år 2006. Samrådskatalog 2003. Naturvårdsverket (2001). System för bättre
framkomlighet i Stockholmsregionen. Rapport 5165, Naturvårdsverket, 106 48 Stockholm.
SLB-analys (2001). Stockholms miljözon – Effekter på luftkvalitet 2000. SLB-rapport nr 4:2001. Miljöförvaltningen, Box 38024, 100 64 Stockholm SLB-analys 1999. Kartläggning av kvävedioxidhalter i Stockholms och Uppsala län- jämförelser med miljökvalitetsnormer, rapport 3:99. SLB-analys, Miljöförvaltningen, Box 38024, 100 64 Stockholm Stockholms Läns Luftvårdsförbund (1999). Emissionsdatabas –97. Rapport 2:99. SLB-analys, Miljöförvaltningen Stockholm.
www.slb.mf.stockholm.se/lvf/.
Transek (2002). Kompletterande beräkningar av utsläppseffekter av framkomlighetsavgifter i
Stockholm. Transek AB, Solna Torg 3, 171 45 Solna;
www.transek.se.
Transek (2003). Försök med miljöavgifter i Stockholm. Underlag för utformning och genomförandeplan. Utredning på uppdrag av Stockholms stad, mars 2003. Transek AB, Solna Torg 3, 171 45 Solna;www.transek.se.
Vägverket (1994). Vägverket/Transek AB: ARENA, Test Site West Sweden. Learning and Demonstrating New Technology and Design Principles for Road Transport. Technical RTI Systems, a study of equipment and costs. TOSCA II Project, second printing. August 1994
Vägverket (2000). EVA SYSDOK version 2.2. Modellspecifikation: fordonseffektmodell. Rev 2000-07-03. Vägverket, Borlänge
Del 2
Introduktion om trafikföroreningars
hälsokonsekvenser
Luftföroreningar
Motorfordonstrafiken är det dominerande luftföroreningsproblemet i västvärlden. Trafiken förorsakar två huvudtyper av föroreningar, avgaser respektive slitagepartiklar och uppvirvling av vägdamm. Avgasutsläppen varierar mellan olika motorer, bränslen och körsätt. Vid
utsläppsberäkningar används schabloner som framtagits för att vara representativa för olika slag av fordon och hastigheter. Trafikens slitagepartiklar och uppvirvling av vägdamm har inte studerats lika mycket avgasemissionerna, och är därför svårare att schablonmässigt kvantifiera.
Avgaserna innehåller en stor mängd ämnen, där kväveoxider, vissa kolväten, kolmonoxid och förbränningspartiklar (sot) främst brukar studeras när hälsoriskerna behandlas1. För flera av dessa
komponenter är skademekanismer kända från experimentella studier. Avgaskomponenterna är dessutom inbördes så korrelerade att endera av dem ofta fungerar ganska bra som indikator även på halten av de andra avgaskomponenterna i utomhus-miljön. Vid luftundersökningar och hälsostudier (epidemiologiska studier) leder detta oftast till att bara en eller få föroreningar studeras som indikatorer på avgashalten.
Däremot har inte PM10-halten så speciellt god korrelationen med andra avgaskomponenter. Visserligen styrs halterna i gaturum och nära vägar av trafikintensiteten, men eftersom huvuddelen av partiklarna som trafiken ger upphov till kommer från slitage av vägbana och eventuellt däck så har andra faktorer väldigt stor betydelse.
Dubbdäcks-användningen, sandning/saltning och meteorologiska faktorer även andra än omblandningsförhållanden, t ex nederbörd, blir avgörande för halterna. Även långdistanstransporten kan spela stor roll under vissa perioder.
Ämnen i avgaserna deltar också i reaktioner i atmosfären genom vilka andra skadiga ämnen bildas, t.ex. ”sekundära” partiklar och marknära ozon, som kan vålla effekter på stort avstånd ifrån utsläppen. Indirekta effekter kan också uppstå genom att skadliga ämnen påverkar dricksvatten och föda.
Hälsoeffekter
Hälsoeffekterna av luftföroreningar, inklusive bilavgaser, finns sammanfattade i en rad olika utredningar och skrifter2 3 4 5 6 7 8 9 vilka ger en bild av det vetenskapliga underlaget.
Inom en stad är de lokala hälsoeffekterna av trafikens luftföroreningar främst förorsakade av ämnen som finns i avgaserna eller snabbt bildas, samt
sannolikt även av slitagepartiklar och uppvirvling av vägdamm. Dessa effekter kan vara relaterade till exponering under de senaste timmarna till dygnen (korttidseffekter), t ex försämring av känsliga personer. De kan även bero av årsmedelvärdena långt tillbaka i tiden, vilka bedöms påverka exempelvis lungcancerförekomsten.
Effekterna kan också grupperas utifrån hur vanliga de är, respektive efter allvarlighetsgrad. Till de mest frekventa effekterna av trafikens
föroreningar hör självrapporterad besvärsupplevelse, att människor upplever luften som irriterande, illaluktande eller smutsig. Sådana besvär, rapporterade i frågeundersökningar, ses dock som lindriga effekter. På samma sätt betraktas mätbara förändringar utan känd medicinsk betydelse, t ex tillfälliga minskningar av lungfunktionen. Den andra ytterligheten utgörs av en ökad dödlighet till följd av luftföroreningarna.
När beräkningar har gjorts av vilka hälsokonsekvenser som rådande
luftföroreningssituation medför, har man ibland räknat med en rad olika väl bestämda effekter10, men vanligen med ett fåtal utvalda allvarliga effekter4 11 12 13 14. Påverkan på dödligheten ses vanligen som luftföroreningars mest allvarliga effekt, och blir vid samhällsekonomiska kalkyler den tyngsta posten, även om antalet drabbade av lindriga effekter och besvär är långt fler15.
Metod för kvantifiering av hälsokonsekvenser
Generella utgångspunkter
Metodik för kvantifieringar av
luftföroreningsexponeringens betydelse för antalet fall i befolkningen har beskrivits i särskilda rapporter 15 16 17 18 19 som i studier med kvantifieringar10 11 12 13 14. I grunden bygger kvantifieringarna på att ett exponerings-responssamband tillämpas på data över befolkningens exponering och vanligen även dess frekvens av fall. Exponerings-responssambandet beskriver hur halten påverkar förekomsten av den studerade effekten (fallen). Exponeringsdata beskriver exponeringen som en fördelning eller totalt (tids- och/eller befolkningsviktad). Frekvensdata anger vanligen antal fall vid aktuell exponeringsnivå, och behövs då tillämpade
exponerings-responssamband anger relativa förändringar i förekomsten av fall.
Ur metodsynpunkt15 16 17 18 19 kan följande generella aspekter på denna typ av kvantifieringar särskilt lyftas fram:
Indikatorföroreningar
Det är önskvärt att använda en så representativ indikator på exponeringen som möjligt. Man kan dock vanligtvis inte använda flera olika ämnen som ingår i samma föroreningstyp, t ex trafikrelaterade föroreningar, och lägga samman deras betydelse för en viss effekt, eftersom de epidemiologiska oftast studerat en förorening i taget som indikator på föroreningstypen. Skulle man exempelvis utifrån publicerade samband räkna på hur kvävedioxid, kolmonoxid respektive partiklar påverkar en viss typ av ohälsa, blir det sannolikt en dubbelräkning (överskattning) av luftföroreningseffekten. Detta beror på att om föroreningarna är tillräckligt positivt korrelerade med varandra, kan de i epidemiologiska studier var för sig indikera större delen av effekten som totalt orsakas av föroreningsblandningen.
Exponeringsmått
Det är önskvärt med exponeringsinformation som till karaktären är så lika som möjligt den
exponeringsinformation som använts i de epidemiologiska studier vars resultat man baserar beräkningarna på. Här är ett problem att den övervägande delen av de epidemiologiska studierna har använt en eller ett fåtal mätpunkter att
representera tätorters eller tätortcentras
genomsnittliga halt (urban bakgrundshalt), och alltså tillskrivit befolkningen på orten den exponeringen. Beräkningar av haltförändringar görs däremot alltid med någon sorts modell, ofta med hög geografisk upplösning. Det kan därför vara svårt att finna epidemiologiska data som passar väl ihop med de exponeringsskillnader som kan beräknas.
Exponerings-responssamband
Exponeringsnivåns betydelse för antalet fall beskrivs på olika sätt i olika studier, vanligast i dessa sammanhang är dock att den relativa risken per haltökning anges som linjär funktion. I dessa fall kan man ange hur många procent antalet fall förändras per enhets haltförändring. Känner man för en befolkning antalet fall per år etc.(basfrekvensen) kan exempelvis förväntad minskning av fallen genom en bestämd haltminskning beräknas. Osäkerhet kan dock föreligga om exponerings-responssamband som hämtats från epidemiologiska studier i andra befolk-ningar och miljöer (länder) är fullt representativa, eller om effekterna är starkare/svagare i den population som konsekvensberäkningen gäller. Ibland finns även osäkerhet kring huruvida samband är linjära eller om det finns tröskelnivåer över eller under vilka sambandet inte gäller.
Vald metod
För att skatta effekter på dödlighet och
sjukhusinläggningar har vi använt relativa risker (% förändring per haltförändring) och valt räkna riskförändringen på frekvenstal för Stockholms kommun under år 2000.
Vi har använt koordinatsatta uppgifter om befolkningen inhämtade från SCB och avseende årsskiftet 2000/2001 (fördelade på 10-årsklasser). Dessutom har inhämtats SCB:s arbetsställestatistik för år 2000, vilken för åldrarna 20-59 år kan användas som ”dagbefolkning”. Vi har beräknat skillnaden i exponeringsförändring mellan enbart boende befolkning och med hänsyn till
”dagbefolkning” utifrån tidsviktning.
Dagbefolkningen 20-59 år har därvid räknats upp med hänsyn till icke inkluderade i
arbetsställestatistiken. Justeringen har gjorts med kvoten mellan antal personer i SCB:s natt (boende)-och dagbefolkning för varje åldersklass i
StorStockholm.
Beräkningar av förändringar i
luftföroreningsexponering har gjorts med en Gaussisk spridningsmodell i rutor om 100*100 m för innerstaden (330551 inv), och 500*500 m för ytterstaden (1 087140 inv).
Några uppskattningar av förändringar i befolkningstal eller frekvensen döds- och
inläggningsfall fram till beräkningsåret 2015 har ej utförts.
Om RR (= relativa risken) anges per enhets haltökning, räknar vi vid en haltminskning med 1/RR för en motsvarande förändring.
För besvärsupplevelse saknas lämpliga
frekvensdata, och vi har därför valt att skatta effekter utifrån en svensk studie som anger absolut förändring i förekomst (prevalens) per haltförändring.
Exponeringsindikatorer
Till följd av viss osäkerhet kring hur möjliga förändringar av trafikrytmen påverkar uppvirvlingen av vägdamm, blir som tidigare nämnts beräkningarna av förändringarna i halten av PM10 mer osäkra än beräkningarna av förändringar i halten av NO2. Allmänt kan NO2också ses som en mer specifik indikator för trafik i epidemiologiska studier. Mot att exponeringsdata talar för att använda NO2som exponeringsindikator, står det faktum att vissa samband är betydligt mer väldokumenterade för partiklar, särskilt PM10, och hit hör långtidseffekt på dödlighet och effekter på dagligt antal
sjukhusinläggningar. Vi har därför valt att använda båda indikatorerna som alternativ för att indikera exponeringsförändringar i innerstaden. För ytterstaden finns enbart beräknat förändringar i kvävedioxidhalten. När båda används för samma effekt (dödlighet), är det bara för en jämförelse, inte för att adderas.
Exponerings-responssamband
Utifrån beräknade exponeringsförändringar, föreliggande exponerings-responsdata och resultaten i andra konsekvensuppskattningar har vi för denna studie valt att kvantifiera förändringen i antal
sjukdomsrelaterade dödsfall per år som den i
sammanhanget ”tyngst vägande” effekten. Som en indikation på en mer utbredd effekt har vi inkluderat en kvantifiering av förändring av antalet frekvent
besvärade av luftföroreningar. Därtill har vi
kvantifierat förändringar i antal akuta
sjukhus-inläggningar relaterade till korttidshalten (närmast
föregående dygn). Andra effekter, såsom långtidseffekter på sjukligheten, har på grund av ännu större osäkerhet kring luftföroreningssamband eller frekvens i befolkningen inte skattats.
Dödsfall
De flesta skattningar av luftföroreningars konsekvenser på dödligheten baseras på två eller endera av två amerikanska kohortstudier20 21 22, och vi har valt att använda en koefficient utifrån dessa resultat tillämpad bl.a. i ett par större europeiska studier10 13. Relativa ökningen av antal fall per 10 g/m3 ökad halt har skattats till 1,043 (4,3 %), med ett 95 % konfidensintervall på 1,026-1,06. Utifrån de underliggande studierna har föreslagits att detta samband tillämpas på antal dödsfall i åldrarna 30 år och däröver10, samt för totala dödligheten relaterad till sjukdom (exklusive olyckor, våld etc).
Även om de amerikanska studierna har använts för att skatta effekter av tätorternas
föroreningsbelastning, med fokus på partiklar, så är de inte optimala ut trafikperspektiv. Kontrasterna i partikelhalt i dessa amerikanska studier beror till stor del på skillnader i bakgrundshalten av sekundära partiklar, bl.a. sulfat och nitrat. Motsvarande underlag med direkt fokus på trafikrelaterade föroreningar har dock saknats tills nyligen en studie från Nederländerna lämnade sina första resultat23.
Hoek et al har i den ännu begränsade luftföroreningsstudien utnyttjat ett slumpurval av personer från en studie om kost och cancer i Nederländerna (Netherlands Cohort Study on Diet and Cancer – NLCS). Dödligheten bland knappt 4500 personer i åldern 55-69 år studerades från 1986 i cirka 8 år. Luftföroreningsexponeringen vid bostadsadressen 1986 beräknades som ett medelvärde för 1987-1990, d v s första hälften av
uppföljningsperioden. Omkring 90 % av deltagarna hade dock 1986 bott minst 10 år på aktuell adress. Bakgrundshalten avg/m3 beräknades utifrån halten vid näraliggande mätstationer och områdets urbaniseringsgrad. För de 5 % av deltagarna som bodde nära motorvägar (inom 100 m) och stora genomfartsleder (inom 50 m) beräknades ett tillskott från den lokala trafiken på 11 respektive 8 g/m3. Sammantaget beräknades bostadsadressernas halt till i genomsnitt 37 g/m3 NO2, med en spridning mellan
15 och 67 g/m3. När man i sambandsanalysen tog hänsyn till all bakgrundsinformation om individerna (rökning, yrke, utbildning, kroppsmasseindex [BMI], kostvanor mm), fann man för dödligheten totalt en relativ risk på 1,36 (95% KI = 0,93-1,98) per 30 g/m3 ökad halt av NO
2. Utifrån denna skattning
skulle man för ett linjärt samband komma till en ER-koefficient på 1,2 % perg/m3.
Sjukhusinläggningar
För sjukhusinläggningar har vi valt att använda relativa risker från WHO:s beräkningsprogram AirQ24, för fall i andningsorganens sjukdomar 1,008 (95% KI = 1,0048-1,0112) per 10 g/m3 ökad halt av partiklar (som PM10) och för hjärt-kärlsjukdomar 1,009 (95% KI = 1,006-1,013) per 10 g/m3 ökad halt av PM10.
Besvärsreaktioner
Besvärsreaktioners utbredning i befolkningen har sällan kvantifierats med
exponerings-responssamband. I en svensk studie av befolkningen nära 55 centralt belägna luftmätstationer har dock beskrivits samband mellan långtidsmedelvärdet av luftföroreningar och prevalensen (andelen) som upplever besvär av luftföroreningarna. Upplevelse av luften som irriterande hade ett tydligt samband med luftkvaliteten. Andelen personer som dagligen eller nästan upplever utomhusluften vid bostaden som irriterande korrelerade starkast till kvävedioxid-halten25. För en ökning av halten med 1 g/m3 ökade enligt regressionsanalysen antalet på detta sätt besvärade med 0,43 per 100 personer (95% KI = 0,28-0,59). Samma förhållande mellan skillnader i halt och besvärsförekomst har konstaterats i en senare studie svensk studie på 12 platser26. Som en restriktion utifrån studieområdenas haltomfång25 har inga förändringar av årsmedelhalten under 9 g/m3 beräknats ha någon effekt på antalet besvärade. Eftersom studierna enbart omfattade vuxna, har effekterna här inte skattas för personer 19 år eller yngre.
Resultat av hälsokonsekvensberäkningarna
För innerstaden finns beräkningar för båda
exponeringsindikatorerna, medan för ytterstaden har enbart kvävedioxidhalten studerats. Detta innebär att konsekvenserna för årligt antal sjukhusinläggningar bara avser innerstaden, eftersom de enbart baseras på partikelhalten (PM10).
Exponering
Figur 1 visar förändringar i årsmedelhalt av kvävedioxid (µg/m3) i innerstaden, d.v.s.
exponeringsförändringar som påförs de boende inom respektive beräkningsruta. Produkten av
halt-förändringen och antal boende (µg/m3* personer) i respektive ruta framgår av Figur 2, och utgör det mått på befolkningsexponering som summeras och används för konsekvensberäkningarna för boende (här i innerstaden). Arbetsställenas koncentration, bl.a. till delar av innerstaden gör att man under arbetstid (räknat vardagar 8-17) kan anta att
befolkningsexponeringen skiljer sig från den som för helår beräknats utifrån bostadsadresser. Figur 3 visar en korrigering av befolkningsexponeringen i innerstaden utifrån beräkningar av dagbefolkningens storlek och lokalisation under arbetstid.
0 1 2 Kilometer
0.2 - 0.5
0.5 - 1.0
1.0 - 1.5
1.5 - 2.0
2.0 - 2.5
2.5 - 3.0
Figur 1. Beräknad minskning i årsmedelkoncentrationen av NO2(µg/m3) i innerstaden genom införandet av trängselavgifter enligt studerat förslag.
0 1 2 Kilometer
0 - 50
50 - 150
150 - 350
350 - 550
550 - 750
750 - 1300
Figur 2. Beräknade minskning av befolkningsexponeringen som årsmedelvärde för NO2(µg/m3personer) i innerstaden genom införandet av trängselavgifter enligt studerat förslag.
0 1 2 Kilometer
-210 - -50
-50 - -20
-20 - 20
20 - 700
700 - 2000
Figur 3. Beräknade korrigeringar av minskning i befolkningsexponering som årsmedelvärde för NO2
Dödsfall
Minskningen i antal dödsfall per skattas utifrån kvävedioxid som indikator på trafikföroreningar till 46,3 dödsfall för boende i innerstaden och 18,6 dödsfall för bosatta i ytterstaden, totalt nära 65 dödsfall per år (Tabell 1). En korrigering med hänsyn till exponering under arbetstid i innerstaden
(ändringar genom dagbefolkning) gav utifrån kvävedioxid en ökad hälsovinst på ytterligare 1,8 dödsfall färre per år, vilket dock motsvarades av en nästan lika stor minskning i vinsten för ytterstaden. Att effekterna av korrektionen för dagbefolkning blir så små beror till stor del på att dödligheten i åldersgruppen 20-59 år är så låg.
För innerstaden finns beräkningar för dödligheten även utifrån partikelhalten (PM10), och dessa ger en skattad minskning på knappt 18 dödsfall per år. Baserat på förändringar av exponeringen med kvävedioxid som indikator beräknas därmed en cirka 2,6 gånger större effekt på dödligheten än baserat på förändringar utifrån halten av partiklar.
Tabell 1. Minskning i exponering för NO2 och årligt antal dödsfall
Innerstadsbef Ytterstadsbef Total befolkning
Befolkning 330551 1087140 1417691
Befolkningsvägd
medelminskning av NO2 ug/m3
1.2 0.1 0.4
Förväntad minskad dödlighet 46.3 18.6 64.9
Beräknat utifrån RR=1.012 per 1 g/m3och frekvens 1013/100’ personer
Sjukhusinläggningar
Den beräknade minskningen av antalet akuta inläggningar till följd av enbart korttidseffekter av partiklar på innerstadens befolkning uppgår till drygt 2 fall per år för andningsorganens sjukdomar och cirka 6 fall per år för hjärt-kärlsjukdom (Tabell 2). Eftersom dessa beräknas utifrån PM10 finns inte
underlag för ytterstaden. Om samma relation i befolkningsexponering som för kvävedioxid gäller, skulle tillskottet motsvara cirka 40% av innerstadens fall.
Tabell 2. Minskning i exponering för PM10 och årligt antal dödsfall samt akuta inläggningar på sjukhus för innerstadens befolkning
RR per 1 ug/m3 Frekvens i Sthlm/100’ pers Antal
Tot
dödlighet 1.0043[ 1.0026-1.0061] 1013 17,7 [10,7-25,1]
Inl andn org 1.0008 [1.0005-1.0011] 657 2.1 [1.3-3.0]
Inl hjärtkärl 1.0009 [1.0006-1.0013] 1574 5.8 [3.8-8.3]
Beräknat utifrån innerstadsbef om 330551 personer samt befolkningsvägd medelminskning av PM10 om ca 1.2g/m3
Besvärsreaktioner
Den beräknade minskningen av
befolkningsexponeringen för kvävedioxid bland boende i innerstaden beräknas leda till att 1018 personer färre i åldern 20 år och däröver kommer att uppleva luften vid bostaden som dagligen eller nästan
dagligen irriterande. För ytterstaden beräknas en minskning med 16 personer i motsvarande ålder, utifrån restriktionen att inga förändringar av årsmedelhalten under 9 g/m3 påverkar antalet besvärade.
Diskussion
Dödsfall
Vid hälsokonsekvensberäkningar brukar effekter på dödligheten tillmätas störst betydelse, bland annat genom att de dominerar vid åtföljande
samhällsekonomiska kalkyler. I denna studie har effekterna på dödligheten skattats utifrån två föroreningsindikatorer. Effekten blir betydligt större om beräkningarna baseras på kvävedioxidresultaten från en liten studie från Nederländerna, än om skattningarna baseras på partikelresultaten från ett par amerikanska studier. Kvävedioxid har vanligtvis en starkare koppling än PM10 till trafikföroreningar i epidemiologiska studier, vilket talar för NO2 som
indikator. Ingen av studierna har dock haft exponeringsdata som är helt jämförbara med de beräknade halter som här har använts för konsekvensuppskattningarna. Visserligen har tillämpade modellberäkningar av SLB-analys validerats mot mätningar och befunnits ge en god bild av uppmätt urban bakgrund i motsvarande läge, men det garanterar inte full jämförbarhet.
Om storleksordningen på riskförändringen utifrån kvävedioxidhalten är rimlig, kan indirekt belysas av en fall-kontroll studie från Stockholm som använt av Slb modellberäknade halter vilka motsvarar de som används i denna konsekvensberäkning27. Nyberg et al fann i studien indikationer på att risken för
lungcancerinsjuknande hos män i Stockholms län 1985-1990 var förhöjd hos dem som enligt
retrospektiva beräkningar haft en hög halt av NO2 vid
bostaden 21-30 år tidigare. Med NO2 som
kontinuerlig variabel, och samtidig kontroll för beräknad bostadshalt av SO2, var relativa risken (beräknad som oddskvot) 1,15 (95% KI = 0,97-1,35) per 10 g/m3 ökad halt, d.v.s. 15% per 10 g/m3. Den relativa risken av modellberäknad
kvävedioxidhalt för lungcancerinsjuknande hos män i Stockholm var därmed 27% högre än koefficienten för NO2 rapporterad för totaldödlighet i studien av
Hoek et al och tillämpad i denna konsekvens-beräkning. De två amerikanska kohortstudier som ofta används för konsekvensberäkningar har i sig funnit en kraftigare effekt av partikelhalten på lungcancermortaliteten än på total mortalitet, RR (för högsta mot lägsta halten) = 1,37 för dödlighet i lungcancer jämfört med 1,26 för total dödlighet i studien av Dockery et al20, respektive RR = 1,08 mot 1,04 per 10 g/m3 ökad partikelhalt i Pope et al22. Om man jämför koefficienterna som beräknats för kvävedioxid och total dödligheten utifrån Hoek et al23 (RR = 1,12 per 10 g/m3) med lungcancerrisken hos Nyberg et al (RR = 1,15 per 10 g/m3) kan noteras att koefficienternas storlek skiljer sig i förväntad riktning utifrån partikeleffekten i de amerikanska studierna. Om man utifrån Pope et al skulle förvänta bara hälften så stor effekt på totaldödligheten som på lungcancerdödligheten, och antar att resultaten från Nyberg et al ger en indikation
på lungcancerdödlighetens relation till
modellberäknad halt av NO2, skulle den använda
koefficienten från Hoek et al och den skattade reduktionen i antal dödsfall per år vara 1,6 gånger för hög. Fortfarande blir den skattade effekten dock avsevärt större än beräknat utifrån partikelhalten.
För skattningen av effekter på antal dödsfall kan resultaten baserade på kvävedioxid möjligen vara en för hög skattning, främst genom ej helt överförbara exponeringsdata enligt ovan, samt att halt-skillnaderna i den Nederländska studien kan representera större faktiska skillnader bakåt i tiden. Det är likaväl möjligt att skattningen utifrån PM10 kan vara en för låg skattning, genom att
partikelhalten i underliggande studier inte så bra speglar skillnader i exponering för trafikföroreningar. Som en nedre gräns för skattningen av förändring i antal dödsfall per år kan konfidensintervallets nedre gräns för PM10 användas, men i en
konsekvensberäkning som denna bör detta inte betraktas som en ”försiktig” skattning, utan tvärtom en skattning som sannolikt underskattar
hälsopåverkan.
Effekten på antalet dödsfall har här bara beräknats som långtidseffekt. Det är väl känt att dagligt antal dödsfall något påverkas av föroreningshalten under de senaste dygnen – veckorna. Någon separat beräkning för
luftföroreningarnas korttidseffekt på antalet dödsfall har inte utförts, eftersom man kan anta att denna i praktiken inkluderas i långtidseffekten. Det kan vara värt att notera att om med korttidseffekt sträcker sig till att avse påverkan på dödligheten inom en period av cirka 40 dygn, närmar sig effekten 2 % ökning per 10g/m3, d.v.s nära konfidensintervallets nedre gräns för långtidseffekten28. Denna studie från APHEA2 visar också att korttidsexponeringens effekt på dödligheten inte handlar om dödsfall som tidigareläggs några dygn och sedan kompenseras av en nedgång i dödligheten. Frågan om hur lång eftersläpning den huvudsakliga effekten på dödligheten har är svår att besvara. För lungcancer kan det uppenbarligen handla om årtionden, men de flesta luftföroreningsrelaterade dödsfallen avser hjärt-kärlsjukdom. Ett intressant exempel på vad som händer vid en sänkt luftföroreningsexponering kommer från Dublin, där regeringen från 1 september 1990 förbjöd försäljningen av kol som användes för bostädernas uppvärmning. Halten av sotpartiklar i luften föll som årsmedelvärde med 70 % (36g/m3). En jämförelse av 6 år före respektive efter förbudet visade att efter korrigering för andra faktorer så minskade dödstalen för lungsjukdom med 15,5 % och för hjärtkärlsjukdom med 10,3 %29. Studien talar därmed för att nedgången i dödlighet kommer snabbt, men ändå är ungefär 2,5-3 gånger större vad man skulle förvänta baserat på traditionella
tidsserieanalyser som bara kvantifierat effekter med något dygns fördröjning.
I våra skattningar har effekten på antal dödsfall beräknats utifrån dödsfall i alla åldrar i befolkningen, medan studierna har avsett personer som varit 25 år eller äldre vid studiernas början. Därför har effekterna i vissa fall skattas på dödligheten hos personer från 30 år och uppåt. Om vi utesluter dödsfallen hos personer under 30 år blir effekten att antalet beräknade dödsfall minskar med cirka 1 %. Å andra sidan finns ett antal studier som visat att spädbarnsdödligheten påverkas av
luftföroreningshalten. Dessa är dock utförda i länder med höga föroreningshalter och därför av oklar relevans för svenska förhållanden. Om man antar att ingen effekt på dödsfall i åldrar under 30 år föreligger, skall skattade antal minskas med 1 %.
Sjukhusinläggningar
Förändringarna i antal akuta inläggningar på sjukhus har beräknats utifrån relativa risker för PM10 angivna år 2000 av WHO i beräkningsprogrammet AirQ. Senare har från den europeiska
multicenterstudien APHEA2 framkommit att inläggningar för hjärt- och lungsjukdom i Stockholm generellt har ett kraftigare haltberoende30 31. Det är möjligt att ytterligare studier kommer att bekräfta att ungefär dubbelt så höga koefficienter som de typiska bör antas för Stockholm och Sverige, och att föreliggande beräkningar ska räknas upp till ungefär det dubbla.
Beträffande halternas betydelse för antal vårdtillfällen måste understrykas att beräkningarna bara avser inläggningar på akutsjukhus. Akutbesök på sjukhus och vårdcentraler ingår inte i
beräkningarna eftersom underlaget har ansetts vara för osäkert. Det är dock sannolikt att antalet luftföroreningsrelaterade akutbesök är fler gånger större än antalet inläggningar på sjukhus, särskilt för besvär med andningsorganen såsom akut astma.
Besvärsreaktioner
Upplevelse av utomhusluften som irriterade är betydligt vanligare hos astmatiker än övriga, något vanligare hos kvinnor än män men har inte någon klart åldersberoende bland vuxna25. Andelen astmatiker kan därför ha betydelse för vilken effekt haltförändringarna har på besvärsförekomsten. Storstäderna Stockholm, Göteborg och Malmö ingick inte i de studier som använts som underlag för skattningarna av förändringar i besvärsreaktioner, däremot enbart centralt boende nära en
centrumplacerad mätstation. Det finns inte underlag att bedöma om storstadsbefolkningars
besvärsreaktioner har annat haltberoende än i andra befolkningar.
Skattningarna av förändringar i förekomsten besvärsreaktioner täcker inte alla personer och situationer, och resulterar därför i en underskattning. Dels omfattas inte personer under 20 år av
beräkningarna, dels tas inte hänsyn till
eller till lindrigare eller mindre frekvent
besvärsupplevelse. I de underliggande studierna steg andelen som angav sig uppleva luften i centrum som irriterande cirka 1,5 gånger mer för en viss
haltskillnad än andelen irriterade av luften vid bostaden. Om haltskillnaderna vid bostäderna var mindre än vid mätstationerna, kan möjligen det använda haltberoendet och förändringen i antalet fall bland vuxna vara upp till 50% för lågt.
Att ”dagligen eller nästan dagligen” uppleva luften som irriterande får ses som frekventa besvär. I den refererade undersökningen var det nästan fem gånger så många personer som ”ibland eller periodvis” upplevde luften som irriterande. Med sänkta halter torde även denna grad av besvär minska, men exponerings-responssambandet är inte känt.
Beräkningsalternativ
De hälsokonsekvensberäkningar som här redovisats bygger på beräkningar av hur en modell av
trängselavgifter i Stockholmsregionen skulle påverka halterna av luftföroreningar. Det studerade förslaget innebär en avgiftsnivå på 4 kr per km i innerstaden och 1 kr per km i ytterstaden under högtrafik. Trafikdata har utarbetats av Transek AB, varefter Slb utfört haltberäkningar för kvävedioxid och partiklar (PM10) avseende situationen år 2015. Beräkningarna har uppdelats för att kunna matcha uppgifter från SCB om dag- och nattbefolkning. Resultaten i sin helhet presenteras i en separat delrapport från detta projekt Trängselavgifter i Stockholm – effekter på
luftkvalitet 2015. Om befolkningstal och/eller
frekvensen av dödsfall eller inläggningar (per inv) ökar, kommer effekterna av exponeringsminskningar att bli större än här beräknat.
Med den mer begränsade avgiftsmodell som planeras införas på försök i Stockholm från 2005 blir förmodligen effekterna på föroreningshalterna totalt sett mindre än med det ursprungliga avgiftsförslag som här har konsekvensberäknats. Enligt beräkningar av Transek AB skulle dock trafiken i innerstaden minska nästan lika mycket med
Stockholmsmodellen, vilket i så fall där skulle ge en nästan lika stor minskning av föroreningshalterna, och rimligen nästan lika stora hälsovinster för innerstaden. Hur omgivande områden påverkas av Stockholmsförslaget är mer osäkert. Regelrätta jämförelser av förväntade haltminskningar och hälso-vinster med de två avgiftsmodellerna kräver att Stockholmsförslaget konsekvensberäknas på motsvarande sätt som här har gjorts för ursprungsförslaget.
Referenser
1Janssen N, Brunekreef B, Hoek G. Traffic-related air pollution and health. IRAS, University of Utrecht, 2003.
2 ATS Committee of the Environmental and
Occupational Assembly. State of the art – Health effects of outdoor pollution I. Am J Respir Crit Care Med 1996;153:3-50.
3 ATS Committee of the Environmental and
Occupational Assembly. State of the art – Health effects of outdoor pollution II. Am J Respir Crit Care Med 1996;153:477-498.
4 Department of Health’s Committe on the Medical
Effects of Air Pollutants (COMEAP). Quantification of the effects of Air Pollution on Health in the United Kingdom, London, 1998.
5 Air pollution and health. Edited by: Holgate S T,
Samet J M, Koren H S, Maynard R. Academic Press, London, 1999.
6 WHO. Air Quality Guidelines, 2nd edition. Geneva,
2000. (http://www.who.int/peh/air/Airqualitygd.htm)
7 Forsberg B, Bylin G. Uteboken – en bok för alla
som bryr sig om en hälsosam utomhusluft.
Naturvårdsverket och Statens folkhälsoinsitut, 2001.
8 Stieb DM, Judek S, Burnett RT. Meta-analysis of
time-series studies of air pollution and mortality: effects of gases and particles and the influence of cause of death, age and season. J air Waste Manage Assoc 2002 ;52 :470-484.
9 WHO Regional Office for Europe. Health Aspects
of Air Pollution with Particulate Matter, Ozone and Nitrogen Dioxide. Report from WHO Working Group Meeting Bonn, 13 - 15 January 2003.
10 Künzli N, Kaiser R, Medina S et al. Public-health
impact of outdoor and traffic-related air pollution: a European assessment. The Lancet 2000; 356:795-801.
11 Brunekreef B. Air pollution and life expectancy: is
there a relation? Occup Environ Med 1997;54:781-784.
12 Bellander T, Svartengren M, Berglind N, Staxler L,
JärupL. SHAPE The Stockholm study on health effects of air pollution and their economic consequences II. Miljömedicin & Vägverket, Stockholm, 1999.
13 APHEIS. Health impact assessment of air pollution
in 26 European cities, InVS, Saint-Maurice, 2002.
14 Ezzati M, Lopez AD, Rogers A, Hoorn SV,
Murray CJ. Selected major risk factors and global and regional burden of disease. Lancet
2002;360:1347-60.
15 Friedrich R, Bickel P (Eds). Environmental
external costs of transportation. Springer-Verlag, Berlin, 2001.
16 WHO. Evaluation and use of epidemiological
evidence for Environmental Health Risk Assessment. Copenhagen, 2000.
17 Quantification of health effects of exposure to air
pollution. WHO, Regional Office for Europe, Copenhagen 2001.
18 Medina S., Plasència A., Artazcoz L. Quénel P.,
Katsouyanni K., Mücke HG., De Saeger E., Krzyzanowsky M., Schwartz J. and the contributing members of the APHEIS group. APHEIS Monitoring the Effects of Air Pollution on Public Health in Europe. Scientific report, 1999-2000. Institut de Veille Sanitaire, Saint-Maurice, 2001.
19 Künzli N. The public health relevance of air
pollution abatement. Eur Respir J 2002;20:198-209.
20 Dockery D, Pope A, Xu X, Spengler J, Wae J, Fay
M et al. An association between air pollution and mortality in six U.S.Cities. N Engl J Med 1993;329(24):1753-9.
21 Pope A, Thun M, Namboodiri M, Dockery D,
Evans J, Speizer F et al. Particulate air pollution as a predictor of mortality in a prospective study of U.S.Adults. Am J Respir Crit Care Med 1995;151(3):669-74.
22 Pope A, Burnett R. Thun M, Calle E., Krewski D.,
Ito K., Thurston G. Lung cancer, cardiopulmonary mortality, a,d long-term exposure to fine particulate air pollution. JAMA. 2002;287:1132-1141.
23 Hoek G, Brunekreef B, Goldbohm S, Fischer P,
van der Brandt P. The association between mortality and indicators of traffic-related air pollution in a Dutch cohort study. Lancet 2002; 360: 1203 – 1209.
24 WHO European Centre on Environment and
Health. AirQ Manual Version 1.1a, May 2000.
25 Forsberg B, Stjernberg N, Wall S. People can
detect poor air quality well below guideline levels -A prevalence study of annoyance reactions and air pollution from traffic. Occup Environ Med 1997;54:44-48.
26 Forsberg B, Stjernberg N, Thomasson L.
Luftvägsproblem hos vuxna. Arbetsmiljöinstitutet, medicinska enheten i Umeå och Umeå universitet, Umeå, 1995.
27 Nyberg F, Gustavsson P, Järup L, Bellander T,
Berglind N, Jakobsson R, Pershagen G. Urban Air Pollution and Lung Cancer in Stockholm. Epidemiology 2000;11(5):487-495.
28 Zanobetti A, Schwartz J, Samoli E, Gryparis A,
Toulomi G, Atkinson R, Le Tertre A, Bobros J, Celko M, Goren A, Forsberg B, Michelozzi P, Rabczenko D, Ruiz EA, Katsouyanni K. The temporal pattern of mortality responses to air pollution: A multicity assessment of mortality displacement. Epidemiology 2002;13:87-93.
29 Clancy L, Goodman P, Sinclair H, Dockery DW.
Effect of air-pollution control on death rates in Dublin, Ireland: an intervention study. Lancet 2002;360:1210-14.
30 Atkinson RW, Anderson R, Sunyer J, Ayres J,
Baccini M, Vonk J, Boumghar A, Forastiere F, Forsberg B, Touloumi G, Schwartz J, Katsouyanni K. Acute effects of particulate air pollution on
respiratory admissions – Results from APHEA2 Project. Am J Respir Crit Care Med 2001;164:1860-1866.
31 Le Tertre A, Medina S, Samoli E, Forsberg B,
Michelozzi P, Boumghar A, Vonk J.M., Bellini A, Atkinson R, Ayres J, Sunyer J, Schwartz J, Katsouyanni K. Short term effects of particulate air pollution on cardiovascular diseases in eight European cities. J Epidemiology Community Health 2002;56:773-779.
R a p p o r t 5 3 3 6
Trängselavgifter i Stockholm
- effekter på luftkvalitet och hälsa
Utgångspunkten för denna studie har varit att belysa hur trängselavgifter kan påverka
luftkvaliteten i Stockholmsregionen och därmed minska de negativa hälsoeffekterna. En
ny metodik för att utreda hälsokonsekvenser av en planerad åtgärd har utvecklats.
Det system för trängselavgifter som studerats bygger på ett tidigare utrett förslag från
Naturvårdsverket, som presenterades i rapporten ”System för bättre framkomlighet i
Stockholmsregionen”, rapportnummer 5165. Detta system skiljer sig från det system för
trängselavgifter som nu diskuteras i Stockholm.
Studien visar att trängselavgifter har god potential att minska trafikarbetet och därmed
förbättra luftkvaliteten och minska hälsoeffekter orsakade av luftföroreningar.
Studien har finansierats av Naturvårdsverket och Statens folkhälsoinstitut.
ISBN 91-620-5336-1 ISSN 0282-7298 NATURVÅRDSVERKET
