LUFTKVALITETSVURDERING AF MOTORVEJE

VEJLEDNING I LUFTKVALITETSVURDERING AF MOTORVEJE RAPPORT 455-2013

VEJLEDNING I LUFTKVALITETS- VURDERING AF MOTORVEJE Rapport 455-2013 FORFATTERE: Denne rapport er udarbejdet af DCE- Nationalt center for Miljø og Energi for Vejdirektoratet af Steen Solvang Jensen, Matthias Ketzel, Per Løfstrøm, Thomas Becker, Helge Rørdam Olesen, Ole Hertel DATO: 2013 LAYOUT: Vejdirektoratet FOTOS: Vejdirektoratet BEDES CITERET: Jensen, S.S., Ketzel, M., Hertel, O., Becker, T., Løfstrøm, P., Olesen, H.R. (2013): Vejledning i luftkvalitetsvurdering af motorveje. Aarhus Universitet, DCE Nationalt Center for Miljø og Energi TRYK: Vejdirektoratet ISBN (NET): 9788770607995 COPYRIGHT: Vejdirektoratet, 2013 GRUNDKORT: Copyright Geodatastyrelsen

INDHOLD 1 Indledning 5 2 VVM for luftforurening 6 3 Luftforurening langs med motorveje 8 3.1 Bidrag til luftforurening langs motorveje 8 3.2 Kilde til partikler 8 3.3 Kilder til kvælstofoxider 9 3.4 Spredning 9 3.5 Kemisk omdannelse 11 4 Sundhedseffekter og grænseværdier 12 4.1 Grænseværdier 12 4.2 Indikatorer for luftforurening i luftkvalitetsvurdering 14 4.3 Sundhedseffekter af luftforurening 14 5 Miljøeffekter og tålegrænser 16 5.1 Tålegrænser for følsom natur 16 5.2 Kvælstofafsætning fra atmosfæren 16 5.3 Beregningssystemet DAMOS 18 6 Luftkvalitetsvurdering med OML-Highway 26 6.1 OML-Highway til veje i åbent terræn 26 6.2 Anvendelsesmuligheder 27 6.3 Input og output 31 7 Vej- og trafikgrundlag 32 7.1 Krav til vejnettet 32 7.2 Valg af beregningsveje og baggrundsveje 32 7.3 Gitternet 33 7.4 Trafi k- og vejoplysninger 34 7.5 Emission fra trafi kken 35 7.6 Emission fra andre kilder end trafi k 36 8 Beregningspunkter og berørte boliger 38 8.1 Beregningspunkter inden for infl uensområde 38 8.2 Berørte boliger og klassifi cering af luftkvalitet 40 9 Regionale koncentrationer og meteorologiske data 42 9.1 Regional luftforurening 42 9.2 Meteorologiske data 43 10 Tunneludmundinger og luftkvalitet 44 10.1 Fremgangsmåde for beregning af luftkvalitet omkring tunneludmundinger 44 10.2 Luftkvalitet omkring tunneludmunding 45 11 Støjskærme, støjdæmpende belægning og luftkvalitet 46 11.1 Effekt af støjskærme 46 11.2 Effekt af støjdæmpende vejbelægning 46 12 Eksterne omkostning og samfundsøkonomi 48 12.1 Samfundsøkonomisk analyse af vejprojekter 48 12.2 Eksterne omkostninger 48 Referencer 50 Bilag 1 Følsomme naturområder 56 Bilag 2 Luftkvalitetsvurdering for bygader 64 3

4

1. INDLEDNING BAGGRUND OG FORMÅL Vejdirektorat har støttet udviklingen af OML-Highway 1,2, som er en GIS-baseret luftkvalitetsmodel til beregning af luftkvalitet langs motorveje og øvrige veje i åbent land. I løbet af 2011 har OML-Highway været anvendt til luftkvalitetsvurderinger i forbindelse med VVM-vurderinger for: udvidelse af motorvejen ved Odense Syd 3, ny 3. Limfjordsforbindelse 4,20 og nye motorvejs- og motortrafi kstrækninger på rute 26 mellem Aarhus og Viborg 5. Vejdirektoratet ønsker med denne rapport at formidle erfaringerne herfra, og rapporten skal ses som en vejledning i, hvordan Vejdirektoratet anbefaler at luftkvalitetsvurderinger udføres. INDHOLD AF VEJLEDNINGSRAPPORT Vejledningsrapporten beskriver baggrunden for, og hvordan man foretager luftkvalitetsvurdering i forbindelse med VVM-redegørelser langs med motorveje og øvrige veje i åbent land. Vejledningsrapporten formidler erfaringerne fra de hidtil gennemførte luftkvalitetsvurderinger i forbindelse med VVM. Dette er gjort på en tematisk form, som beskriver de overordnede problemstillinger samt metodeog datavalg i forbindelse med luftkvalitetsvurderinger. Vejledningsrapporten kan tjene som en screeningsvejledning fx inden for støjskærmes indfl ydelse på luftkvaliteten og kvælstofafsætningens betydning for følsomme naturområder. For disse områder er der udarbejdet nomogrammer, hvor det på baggrund af få oplysninger er muligt at give et overslag over betydningen for luftkvaliteten. Kapitel 2 gør kort rede for, at der i forbindelse med anlæggelse af nye motorveje eller andre større veje skal gennemføres en VVM-redegørelse. VVM står for vurdering af virkningen for miljøet. OML-Highway modellen kan være med til at forbedre informationsgrundlaget i luftkvalitetsvurderinger i VVM-redegørelser. Kapitel 3 giver en kort beskrivelse af kilderne og bidragene til luftforurening langs motorveje samt en beskrivelse af spredning og kemisk omdannelse, idet dette har betydning for at forstå, hvordan luftforureningen er langs motorveje. i luftkvalitetsvurdering af motorveje. Endvidere gøres kort rede for sundhedsbelastningen ved luftforurening. Kapitlet 5 beskriver bestemmelse af den ekstra kvælstoftilførsel til følsom natur, som trafi kken på nye linjeføringer kan give anledning til. Endvidere redegøres for de tålegrænser, der gælder for følsomme naturområder i Danmark. Kapitel 6 giver en kort beskrivelse af OML-Highway modellen og dens anvendelsesmuligheder til luftkvalitetsvurdering. Kapitel 7 giver en nærmere beskrivelse af vej- og trafi k- grundlaget for OML-Highway, og de overvejelser der ligger til grund for valg heraf. Kapitel 8 beskriver, hvordan beregningspunkter kan udlægges for at kunne beregne luftkvaliteten langs beregningsvejene for berørte boliger inden for et infl uensområde, og hvordan berørte boliger kan klassifi ceres mht. til luftkvalitet. Kapitel 9 beskriver brug af input data for regional luftforurening og meteorologiske data til OML-Highway. Kapitel 10 beskriver den forhøjet emission der er ved tunneludmundinger, og hvordan spredningen heraf påvirker luftkvaliteten i de nære omgivelser. Kapitel 11 beskriver, hvilken betydning støjskærme og støjdæmpende vejbelægning har for luftkvaliteten. Kapitel 12 beskriver, hvordan luftforurening indgår som en ekstern omkostning i samfundsøkonomiske analyser af vejprojekter. MÅLGRUPPE Målgruppen er teknikere, planlæggere og sagsbehandlere i ministerierne inden for trafi k og miljø, Vejdirektoratet, kommunerne og rådgivere inden for VVM-vurderinger og lignende, men også borgere og organisationer med interesse inden for trafi k og miljø. Kapitel 4 beskriver grænseværdierne for luftkvalitet og de indikatorer for luftkvalitet, som det anbefales at fokusere på 5

2. VVM FOR LUFTFORURENING I FORBINDELSE MED ANLÆGGELSE AF NYE MOTORVEJE ELLER ANDRE STØRRE VEJE SKAL DER GENNEMFØRES EN VVM-REDEGØRELSE I HENHOLD TIL BEKENDTGØRELSE HERFOR. VVM står for vurdering af virkningen for miljøet. For øvrige nye større veje eller udbygning af eksisterende større veje kan en VVM-screening også føre til at anlægget skal gennemgå en VVM-redegørelse, hvis stat eller kommune vurderer at anlægget kan få væsentlig indfl ydelse på miljøet. I VVM-processen indgår også en høringsproces, hvor borgere og andre interessenter har mulighed for at påvirke den endelige udformning af anlægget. Formålet med VVM-processen er at beskrive forskellige alternativers påvirkning på miljøet, og hvordan afværgeforanstaltninger kan reducere miljøpåvirkningen (www.vvm.dk). I de hidtidige VVM-redegørelser er vejes påvirkning af luften helt overvejende vurderet ud fra ændring i emissioner fra trafi kken. Sundhedsrelaterede stoffer har omfattet CO, NO x, PM 10, VOC og SO 2 og klimarelaterede stoffer ved CO 2. I enkelte tilfælde er der foretaget luftkvalitetsvurdering af udvalgte veje i byområder, hvis vejudbygningen væsentligt har påvirket trafi kken i byområdet 4. Til sammenligning gennemføres der detaljeret vurdering af trafi kstøj i VVM-redegørelser, hvor støjniveauet og støjens udbredelse beregnes, antal støjbelastede boliger opgøres og sammenlignes med vejledende støjgrænser, og der gennemføres og vurderes afværgeforanstaltninger i form af støjdæmpende vejbelægning, støjskærme og -volde, samt evt. vindues- og facadestøjisolering. For at forbedre informationsgrundlaget i luftkvalitetsvurderinger i VVM-redegørelser har Vejdirektoratet støttet udvikling af OML-Highway modellen, som er en GIS-baseret model til vurdering af luftkvalitet langs motorveje og andre veje i åbent terræn 1,2. Dansk Center for Miljø & Energi (DCE) under Aarhus Universitet har stået for udvikling af OML-Highway modellen. Ud over at beskrive emissionsforhold forbedrer OML-Highway modellen informationsgrundlaget om luftkvalitet i forbindelse med VVM-vurderinger, hvor luftkvaliteten i forskellige afstande af vejen kan beregnes. OML-Highway modellen kan bruges til at vurdere nuværende og fremtidige luftkvalitetsniveauer langs med motorveje og hovedlandeveje i forhold til grænseværdier for luftkvalitet, hvor særligt NO 2 (kvælstofdioxid), PM 10 (partikler under 10 mikrometer) og PM 2.5 (partikler under 2,5 mikrometer) har relevans. Herved opnås information, som i langt højere grad er relateret til sundhedsrisikoen, hvilket har berørte borgeres interesse. For klimarelaterede stoffer er det særligt CO 2 (kuldioxid), som er relevant. CO 2 opgøres alene som emission. 6

7

3. LUFTFORURENING LANGS MED MOTORVEJE I DETTE KAPITEL GIVES EN KORT BESKRIVELSE AF KILDERNE OG BIDRAGENE TIL LUFTFORURENING LANGS MOTORVEJE SAMT EN BESKRIVELSE AF SPREDNING OG KEMISK OMDANNELSE, IDET DETTE HAR BETYDNING FOR AT FORSTÅ, HVORDAN LUFTFORURENINGEN ER LANGS MOTORVEJE. 3.1 BIDRAG TIL LUFTFORURENING LANGS MOTORVEJE Luftforureningen på og langs med en motorvej er bestemt af tre bidrag: regionalt bidrag, bybaggrundsbidrag og vejbidrag. Det regionale bidrag skyldes europæiske og danske forureningskilder og bidrager til det regionale koncentrationsniveau. Antal Kondensater og andre primære partikler primært fra trafik Sekundære partikler, langtransporteret Sod (trafik) Bremsestøv (trafik) Masse Grove slidpartikler fra dæk, bremser og vejbelægning Naturlige kilder Bybaggrundsbidraget er bestemt af forureningskilder i byen. I større byer er kilderne primært vejtrafi k, og bidraget herfra er bestemt af byens udstrækning og trafi ktætheden. Trafi k- ken i fx Aalborg bidrager således til koncentrationen langs med motorvejsnettet omkring Aalborg og til luftforureningen ved en ny 3. Limfjordsforbindelse. For beregningspunkter længere væk fra byområder er byens bidrag mindre og baggrundsforureningen er her domineret af det regionale bidrag. Endelig er der selve vejbidraget, som kommer fra trafi kken på motorvejen. Vejbidraget afhænger af trafi kmængde, køretøjssammensætning og hastighed. Da koncentrationen af kvælstofdioxid (NO 2 ) ligger over grænseværdien på trafi kerede bygader i de største byer, og partikler (PM 10 og PM 2.5 ) anses for at udgøre den største sundhedsbelastning, er kilderne hertil beskrevet mere detaljeret i det følgende. 3.2 KILDE TIL PARTIKLER I Figur 3.1 er kildebidragene til de forskellige partikelstørrelser skematisk illustreret for en trafi keret vej. 0.001 0.01 0.1 1 10 100 μm Nano Ultrafine PM 2.5 PM 10 FIGUR 3.1 Skematisk oversigt over kildebidragene til de forskellige partikelstørrelser for en trafi keret vej 8. Hvis man som mål for partikelforureningen betragter antallet af partikler er forbrændingspartikler fra trafi kken dominerende. De kan klassifi ceres som nanopartikler (under 20 nm) og ultrafi ne partikler (under 100 nm). Et mål for partikelforureningen er PM 2.5 (fi ne partikler), der er massen af partikler under 2,5 mikrometer. Fra trafi k- ken bidrager især sodpartikler, men også bremsestøv til PM 2.5. En væsentlig del af PM 2.5 er langtransporterede, såkaldte sekundære partikler. Sekundære partikler er dannet i atmosfæren ved omdannelse af gasarter (bl.a. NO x, SO 2 og ammoniak) og består bl.a. af ammoniumsulfat og ammonium nitrat. 8

PM 10 er massen af partikler under 10 mikrometer (grove partikler), og bidraget til PM 10 er domineret af de sekundære partikler og de grove partikler. De grove partikler er mekanisk dannede fra dæk-, bremse- og vejslid samt fra naturlige kilder som fx jordstøv, havsalt og pollen. Fra trafi kken er der således et bidrag fra udstødningen, og et ikke-udstødning bidrag som består af dæk-, bremse- og vejslid samt ophvirvling heraf. Det regionale bidrag for partikler (PM 2.5, PM 10 ) er det største bidrag til koncentrationen tæt på motorvejen, efterfulgt af vejbidraget, mens bybaggrundsbidraget er beskedent. 3.3 KILDER TIL KVÆLSTOFOXIDER NO x (NO+NO 2 ) dannes i forbindelse med forbrændingsprocesser, hvor høj temperatur sammen med ilt oxiderer luftens frie kvælstof (N 2 ) til NO og NO 2. Den del som emitteres som NO 2 betegnes direkte emitteret NO 2. NO kan i atmosfæren omdannes til NO 2 i reaktioner med ozon. NO 2 er således både en direkte emitteret og en sekundær dannet luftforurening. For et tiår siden var den andel af NO x (summen af NO og NO 2 ), der udsendes fra den samlede biltrafi k i form af NO 2 ( den direkte NO 2 fraktion ), på et niveau omkring 5-10 %. Den direkte NO 2 fraktion har været stigende de seneste år. Den direkte NO 2 fraktion afhænger af køretøjstype og emissionsklasse. For de fem bygader (København, Aarhus, Odense, Aalborg), hvor der er permanente gademålestationer under NOVANA overvågningsprogrammet 10, er den gennemsnitlige direkte NO 2 fraktion fx omkring 20 % i 2010, 23 % i 2015, og 20 % i 2020. Dette er en af grundene til, at NO 2 koncentrationen i gader ikke falder så hurtigt selvom emissionen af NO x er reduceret væsentligt. Stigningen i den direkte NO 2 fraktion skyldes stigningen i dieseldrevne person- og varebiler, som er udstyret med oxidative katalysatorer, som reducerer diesellugten fra udstødningen, men som samtidig oxiderer NO til NO 2. Endvidere bidrager visse typer af partikelfi ltre til øget direkte NO 2 udslip. Bidragene til den regionale NO 2 koncentration er bestemt af nationale og internationale emissioner af NO x. Den nationale emissionsopgørelse viser, at den største kilde til NO x emission i Danmark er vejtransport efterfulgt af andre mobile kilder og forbrændingsprocesser i energisektoren hovedsageligt fra el- og varmeproduktion. Andre kilder er ikke-industrielle forbrændingsenheder (gasolie, naturgas, træ) til boligopvarmning i private hjem, samt forbrændingsprocesser i industrien 9. Danske og udenlandske NO x kilder bidrager hver med omkring halvdelen til den regionale NO 2 baggrundskoncentration 10. Bybaggrundsbidraget er bestemt af NO x kilder i byen. I større byer er kilderne domineret af vejtrafi k, og bidraget herfra er bestemt af byens udstrækning og trafi ktætheden. Vejbidraget stammer fra trafi kken, og afhænger af trafi k- mængde, køretøjssammensætning og hastighed. For NO 2 er det regionale bidrag relativt lavt, bybaggrundsbidraget betydeligt i større byer og vejbidraget størst. 3.4 SPREDNING Trafi kken på motorveje og øvrige veje i det åbne land kan være betydelig, men luftforureningsniveauerne er forholds- 9

Vindretning Baggrundsforurening FIGUR 3.2 Skematisk illustration af spredningsforholdene i et lukket gaderum, og for en vej i åbent land uden bygninger langs vejen. Læside Recirkuleret forurenet luft Vindside Direkte udsendt forurening Baggrundsforurening Vindretning vis lave, fordi der typisk er gode spredningsforhold. Ved åbne vejstrækninger i det åbne land er forureningsniveauet lavere ved samme trafi kmængder end i lukkede gaderum i byerne. Dels er der mere blæst, da der ikke er læ fra bygninger mv., og dels bliver den forurenede luft hurtigt transporteret væk fra vejen og ikke recirkuleret som i lukkede gaderum i byerne. Når vinden blæser på tværs af en åben vejstrækning, fi nder man de højeste koncentrationer ved vejkanten, nedstrøms. Derefter vil forureningen aftage gradvist, efterhånden som den blandes med den renere baggrundsluft. Luftforureningen aftager hurtigt med afstanden fra vejen, se Figur 3.3. FIGUR 3.3 Beregnede NO x og NO 2 koncentrationers afhængighed af afstanden fra motorvejen i 2003 på Køge Bugt Motorvejen 11. Grænseværdien for årsmiddelværdien er 40 μg/m 3 for NO 2 i 2010, og er vist som en rød stiplet linje. Grænseværdien for den 19. højeste timeværdi er 200 μg/m 3. Koncentraon (μg/m 3 ) 200 160 120 80 GV 200 NO 2, 19. største, sydøst NO 2, 19. største, nordvest NO x -årsmiddel, SØ NO x -årsmiddel, NV NO 2 -årsmiddel, SØ NO 2 -årsmiddel, NV 40 0 0 200 400 600 Afstand (m) 10

3.5 KEMISK OMDANNELSE Forureninger i atmosfæren indgår i en mangfoldighed af kemiske reaktioner, men der er en stor forskel på, hvilken betydning de har for forskellige forureningsfænomener. For forureningen, som bliver transporteret over store afstande, og hvor transporttiden regnes i dage, er der mange kemiske processer, som er af vital betydning. Eksempelvis omdannes kvælstofoxider til salpetersyre, som igen ved reaktion med ammoniak danner ammoniumnitrat. De fl este af sådanne processer er dog relativt langsomme, de foregår på en tidsskala af timer eller dage, og er derfor uden betydning for, hvad der foregår tæt på en motorvej. Hvis man betragter et konsekvensområde på nogle få hundrede meter langs en motorvej vil det kun være reaktioner mellem NO, ozon og NO 2, som kan foregå inden for den tid, det tager en luftpakke at blive transporteret over disse afstande. Bilernes udstødningsgasser indeholder en blanding af kvælstofoxider, som hovedsageligt består af NO og NO 2. Indholdet af NO 2 i udstødningsgasserne i 2010 er omkring 20 % af NO x. Forholdet mellem NO 2 og NO x -koncentrationerne i luften er som regel betydeligt højere end i udstødningsgassernes. Det skyldes, at luften indeholder en anden forureningskomponent, ozon (O 3 ), som ret hurtigt reagerer med NO og omdanner denne til NO 2. De relevante kemiske reaktioner kan lidt forenklet skrives som følgende: NO O NO 3 2 NO sollys NO 2 O 3 Den anden reaktion (fotolyse af NO 2 ) indeholder faktisk nogle mellemtrin, men de er uden praktisk betydning for det endelige resultat. Mængden af NO 2 i luften er i høj grad afhængig af tilstedeværelsen af ozon. Da koncentrationen af NO på en motorvej, som regel er betydeligt højere end ozonkoncentrationen i luften, er ozon den begrænsede faktor. Som konsekvens af dette, varierer NO 2 -koncentrationen i luften meget mindre end NO x -koncentrationen. Koncentrationen af NO x, som er upåvirket af reaktionen med O 3, varierer nogenlunde i takt med trafi kkens emissioner. 11

4. SUNDHEDSEFFEKTER OG GRÆNSEVÆRDIER DETTE KAPITEL BESKRIVER GRÆNSEVÆRDIERNE FOR LUFTKVALITET OG DE INDIKATORER FOR LUFTKVALITET, SOM DET ANBEFALES AT FOKUSERE PÅ I LUFTKVALITETSVURDERING AF MOTORVEJE. ENDVIDERE GØRES KORT REDE FOR SUNDHEDSBELASTNINGEN VED LUFTFORURENING. 4.1 GRÆNSEVÆRDIER De danske grænseværdier for luftkvalitet er baseret på EUdirektiver. I maj 2008 er vedtaget et nyt direktiv (2008/50/EF) om Luftkvaliteten og renere luft i Europa. Det er en videreførelse af et sæt tidligere EU direktiver, og det erstatter dem næsten. De fastlægger grænseværdier, målværdier og tærskelværdier for forskellige stoffer. Et af de tidligere datterdirektiver (om arsen, cadmium mv.) er stadig i kraft, mens alle øvrige direktiver er erstattet af det nye. For mere detaljeret beskrivelse af grænseværdierne henvises til hjemmesiden http://www.dmu.dk/luft/stoffer/graensevaerdier/. Grænseværdierne er juridisk bindende og fastsættes på et videnskabeligt grundlag med henblik på at undgå, forhindre eller reducere skadelige virkninger på menneskers sundhed og/eller miljøet som helhed. Ud over et videnskabeligt grundlag indgår der også tekniske og økonomiske hensyn i den endelig fastsættelser af grænseværdier. De skal overholdes inden for en given frist, som ikke må overskrides, når grænseværdierne er nået. Overholdelse af grænseværdierne sikrer ikke nødvendigvis, at der ikke kan forekomme sundhedseffekter ved koncentrationer under grænseværdien. For partikler er der fx tale om en risikovurdering, da der ikke formodes at være en nedre grænse for, hvornår udsættelse for partikler ikke fører til sundhedskonsekvenser. Sigtet med at holde sig inden for en målværdi er at reducere skadelige virkninger på menneskers sundhed og/eller miljøet, og målværdien skal så vidt muligt nås i løbet af en given periode. En tærskelværdi for information er et niveau, hvor der er en sundhedsrisiko for mennesker ved kortvarig påvirkning for særligt følsomme befolkningsgrupper, og hvor det er nødvendigt øjeblikkeligt at give relevante oplysninger. En varslingstærskelværdi er et niveau, hvor tilfælde af overskridelse indebærer en sundhedsrisiko for mennesker ved kortvarig påvirkning af befolkningen som helhed, og hvor medlemsstaterne øjeblikkelig skal træffe foranstaltninger. I Tabel 4.1 er der en oversigt over grænseværdier, målværdier og tærskelværdier. 12

TABEL 4.1 Oversigt over grænseværdier, målværdier og tærskelværdier Stof Grænseværdi (μg/m 3 ) Midlingstid Statistik Beskyttelse af Skæringsdato Kvælstofdioxid (NO 2 ) 200 1 time 18 gange pr. år Mennesker 2010 40 - Gennemsnit, år Mennesker 2010 Kvælstofoxider (NO x ) 30 - Gennemsnit, år Vegetation 2010 Svolvdioxid (SO 2 ) 350 1 time 24 gange pr. år Mennesker 2005 125 24 timer 3 gange pr. år Mennesker 2005 20 Gennemsnit, år og vinter Økosystemer 2001 Partikler under 2,5 mikrometer (PM 2.5 ) 251 - Gennemsnit, år Mennesker 2010 25 - Gennemsnit, år Mennesker 2015 20 a - Gennemsnit, år Mennesker (2020) Partikler under 10 mikrometer (PM 10 ) 50 24 timer 35 gange pr. år Mennesker 2005 40 - Gennemsnit, år Mennesker 2005 Bly 0,5 - Gennemsnit, år Mennesker 2005 Benzen 5 - Gennemsnit, år Mennesker 2010 Kulilte (CO) 10.000 8 timer (glidende) Maks. Mennesker 2005 Ozon 120 1 Maks. 8 timer (glidende) 25 dage pr. år gns. 3 år Mennesker 2010 120 2 Maks. 8 timer (glidende) 1 dage pr. år Mennesker 2020 (referencepunkt) 180 3 1 time Maks. Mennesker 2003 240 4 1 time Maks. over 3 timer Mennesker 2003 18.000 (μg/m 3 *timer) AOT40 8 Maj - juli Vegetation 2010 6.000 (μg/m 3 *timer) AOT40 8 Maj - juli Vegetation 2020 (referencepunkt) Arsen 1,5 0,006 - Gennemsnit, år Mennesker 2010 Cadmium 1,5 0,005 - Gennemsnit, år Mennesker 2010 Nikkel 1,5 0,02 - Gennemsnit, år Mennesker 2010 Benz(a)-pyren 1,5,7 0,001 - Gennemsnit, år Mennesker 2010 Kviksølv 6 - - - Mennesker - Fodnoter: 1) Målværdi 2) Langsigtet målsætning 3) Tærskelværdi for information 4) Tærskelværdi for varsling 5) I PM 10 6) Udviklingen følges 7) Benz(a) pyren anvendes som indikator stof for polyaromatiske kulbrinter (PAH) 8) Med AOT40 (udtrykt i μg/m 3 time) menes summen af forskellen mellem 1-timeskoncentrationer over 80 μg/m 3 (40 milliardtedele (ppb)) og 80 μg/m 3 i et givet tidsrum, alene på basis af 1-timesværdier målt dagligt mellem kl. 8 og 20 i perioden 1. maj - 31. juli. a) Revideres 2013 på basis ny viden vedrørende sundhedsvirkning og teknisk gennemførlighed. 13

4.2 INDIKATORER FOR LUFTFORURENING I LUFT- KVALITETSVURDERING Trafi kkens udslip indeholder en lang række sundhedsskadelige forureninger. Det drejer sig især om partikler, kvælstofoxider, kulilte og en lang række kulbrinter, herunder fx benzen og polycykliske aromatiske kulbrinter (PAH). Emissionen af svovldioxid er kraftigt reduceret, da svovlindholdet er meget lavt i brændstoffet. Trafi kken bidrager ikke længere til bly pga. blyfri benzin. Ozon dannet i atmosfæren ud fra emissioner af kvælstofoxider og kulbrinter udgør også et sundhedsproblem. Da NO 2 ligger over grænseværdien på en række trafi kerede gader i København i 2011 12, og partikler (PM 10 og PM 2.5 ) anses for at udgøre den største sundhedsbelastning, vil luftkvalitetsvurderingen fokusere på disse stoffer. Trafi kkens udslip af CO 2 (kuldioxid) er ikke direkte sundhedsskadeligt at indånde, men bidrager til drivhuseffekten og dermed til klimaforandringer, hvor de afl edte effekter af klimaforandringer kan have en lang række negative konsekvenser for samfundet og miljøet. CO 2 emissionen vil derfor også blive belyst. 4.3 SUNDHEDSEFFEKTER AF LUFTFORURENING Luftforurening med partikler udgør den største sundhedsbelastning fra luftforurening. Derfor vil den efterfølgende beskrivelse fokusere på partikler. Andre kritiske stoffer er ozon og til dels NO 2 samt kræftfremkaldende stoffer som benzen og PAH. Sundhedseffekter og partikler Der er fortsat usikkerhed omkring omfanget af partikelforureningens sundhedsbelastning, da der er manglende viden om præcis hvilke partikler, der forårsager de observerede effekter, og hvad præcist den biologiske virkningsmekanisme er i kroppen. Det meste af vores viden knytter sig til partikler målt som vægten af PM 10 og PM 2.5, mens der er sparsomme studier, hvor ultrafi ne partikler er anvendt som mål. Forskningen 13 viser, at størrelsen af partiklerne og den kemiske sammensætning har indfl ydelse på sundhedseffekterne. Forskerne vurderer, at de fi ne partikler (under 2,5 mikrometer) og måske de ultrafi ne er de farligste typer partikler. De grove partikler (over 2,5 og under 10 mikrometer) er mindre farlige, da de fanges i kroppens næse og svælg, mens de fi ne partikler trænger længere ned i lungerne. De allermindste partikler (ultrafi ne under 0,1 mikrometer) kan trænge ud i de yderste lungeforgreninger. I sammenligning med de større partikler er der mindre viden om de ultrafi ne partikler, og dermed også mindre viden og større usikkerhed om deres farlighed. Når man måler antallet af partikler, vil langt hovedparten være under 0,1 mikrometer dvs. det som kaldes ultrafi ne partikler. Udover partikelstørrelsen har den kemiske sammensætning også betydning, således formodes faste partikler som sod og bremsepartikler at være mere sundhedsskadelige end nukleationspartikler, som er væskedråber. Som det fremgår af kildeopgørelsen for partikler er antallet af partikler relateret til udstødningspartiklerne, men det er usikkert, hvor farlige disse er. Disse optræder i meget stort antal fx meget små nukleationspartikler med kort levetid, men bidrager meget lidt til massen. Sodpartikler og også bremsepartikler bidrager til massen af PM 2.5, mens dæk- og vejslid udgør en væsentlig del af PM 10 fra trafi kken. Bidraget fra trafi kken udgør ikke så stor en del af fx PM 2.5 koncentrationer i en gade, da den regionale forurening med sekundært dannet PM 2.5 udgør den største del. Man er således udsat for en meget kompleks sammensætning af partikler med forskellig oprindelse. Særlige risikogrupper er personer, som i forvejen lider af lunge- og hjertekarsygdomme, ældre svagelige, fostre og børn, samt personer som er udsat for forhøjede koncentrationer fx i forbindelse med stærkt trafi kerede gader. Korttidseffekter undersøges ved at undersøge samtidige udsving i helbredseffekter og forurening over tid, mens langtidseffekter undersøges ved at følge en stor velkendt befolkningsgruppe over lang tid. Kort- og langtidseffekter af luftforurening er opsummeret i Tabel 4.2. TABEL 4.2 Eksempler på kort- og langtidseffekter af partikelforurening 13 Korttidseffekter Død af hjerte- og lungesygdomme Indlæggelser for hjerte- og lungesygdomme Indlæggelser for slagtilfælde Astmaanfald (voksne og børn) Bronkitis, nedre luftvejssymp tomer, hoste (voksne og børn) Sygedage (indskrænket aktivitet) Medicinforbrug (astma) Langtidseffekter Død af hjerte- og lungesygdomme, lungekræft Nye tilfælde af lungekræft Nye tilfælde af hjerte- og lungesygdomme Fosterpåvirkning nedsat fødselsvægt Nedsat udvikling af lungefunktion hos børn 14

Befolkningsundersøgelser af sammenhængen mellem udsættelse for partikelforurening og dødelighed viser således fra amerikanske studier at dødeligheden stiger med 6-7% ved en stigning i PM 2.5 på 10 μg/m 3. På baggrund af denne type studier kan man vurdere, hvad sundhedsbelastningen er ved forskellige partikelniveauer eller vurdere, hvad effekten er af forskellige tiltag, som reducerer partikelforureningen 13. Et dansk studie 14 fra 2002 som opgjorde sundhedsbelastningen af PM 10 forureningen har vurderet, at der i Danmark årligt er omkring 5.000 for tidlige dødsfald, omkring 5.000 hospitalsindlæggelser, omkring 5.000 tilfælde af kronisk bronkitis, omkring 17.000 tilfælde af akut bronkitis, omkring 200.000 astmaangreb og omkring 3 millioner sygedage (indskrænket aktivitet). Dette var baseret på at den danske befolkning skønnes at være udsat for en gennemsnitlig eksponering på ca. 22 μg/m 3 PM 10, hvoraf ca. en tredjedel skyldes naturligt skabte partikler. Embedslægeinstitutionerne i Københavnsområdet har i en vurdering i 1999 skønnet at 100-280 tidlige dødsfald, og 190-540 ekstra hospitalsindlæggelser per år i Storkøbenhavn kan tilskrives PM 10 forurening 15. Miljøstyrelsen anvendte i 1997 et risikoestimat baseret på befolkningsstudier og fandt, at en partikelreduktion med ca. 10 μg/m 3 PM 10 vil medføre et fald i den årlige dødelighed på 120 til 720 personer per million 16. I Miljøstilstandsrapporten fra 2009 17 er det skønnet, at ca. 3.400 danskere om året dør før tid som følge af luftforurening med partikler, og at den forventede levetid reduceres med 6-9 måneder som følge af udsættelse for PM 2.5. I forbindelse med et større forskningsprojekt CEEH Center for Energi, Miljø og Sundhed (www.ceeh.dk) er der blevet gennemført beregninger over for tidlige dødsfald og sygelighed samt velfærdsøkonomiske omkostninger som følge af luftforurening 18,19. Et for tidligt dødsfald dækker i gennemsnit over cirka 10 tabte leveår. Luftforureningen i Danmark er beregnet til at forårsage omkring 4.000 for tidlige dødsfald i 2000, 3.200 i 2011 og 2.200 i 2020. Faldet i antal for tidlige dødsfald skyldes reduktion i luftforureningen. Omkring 75 % af de totale sundhedseffekter i Danmark skyldes luftforureningskilder uden for Danmark og omkring 25 % skyldes danske kilder. Luftforureningen fra dansk vejtrafi k fører til omkring 160 for tidlige dødsfald i Danmark og omkring 750 i Europa samt øget sygelighed. Sundhedsrelaterede eksterne omkostninger fra dansk vejtrafi k i 2008 er omkring 5,7 mia. kr. i hele Europa inkl. Danmark (12 øre/ km), hvor de eksterne omkostninger i Danmark er omkring 1,0 mia. kr. 15

5. MILJØEFFEKTER OG TÅLEGRÆNSER KAPITLET BESKRIVER BESTEMMELSE AF DEN EKSTRA KVÆLSTOFTILFØRSEL TIL FØLSOM NATUR, SOM TRAFIKKEN PÅ NYE LINJEFØRINGER KAN GIVE ANLEDNING TIL. ENDVIDERE REDEGØRES FOR DE TÅLEGRÆNSER, DER GÆLDER FOR FØLSOMME NATUROMRÅDER I DANMARK. 5.1 TÅLEGRÆNSER FOR FØLSOM NATUR Generelt er den mest værdifulde og artrige natur samtidig den mest følsomme i forhold til blandt andet store næringsstoftilførsler. Man taler om, at disse naturtyper har en tålegrænse, se Tabel 5.1. Overstiger næringsstoftilførslen tålegrænsen, så ændres naturtyper og biodiversiteten falder man går imod mindre artsrig natur. For den terrestriske natur (naturen på land) er den primære kilde til næringsstoftilførsel afsætningen (også kaldet depositionen) af kvælstofforbindelser fra atmosfæren 21. En videnskabelig artikel i det ansete tidsskrift Science har således vist, at artsrigdommen aftager lineært med stigende atmosfærisk tilførsel af kvælstof til enge og overdrev i Storbritannien 22. En egentlig fastlæggelse af tålegrænsen for et natursystem kræver en specifi k undersøgelse for det konkrete naturområde. Det skyldes, at tålegrænsen afhænger af fl ere ting, blandt andet lokale jordbundforhold. Derfor arbejder man typisk med tålegrænseintervaller for de forskellige naturtyper. Intervallerne afspejler spredningen for den aktuelle naturtype på de eksperimentelt bestemte tålegrænser som er fundet i forskellige feltundersøgelser. Tabel 5.1 viser tålegrænseintervaller udvalgt for relevante naturtyper i Danmark. Danske undersøgelser foretaget for det tidligere Miljøcenter Århus (nu Naturstyrelsen Århus) og det tidligere Miljøcenter Roskilde (nu Naturstyrelsen Roskilde) har vist, at en række af de danske naturtyper har overskridelser af tålegrænserne. 5.2 KVÆLSTOFAFSÆTNING FRA ATMOSFÆREN Atmosfæren består af 78% frit kvælstof (N 2 ), men det er alene de reaktive kvælstofforbindelser, som bidrager til afsætningen til naturen. Kvælstof (N) er atmosfærens hovedbestanddel (ca. 78%), men det foreligger i form af inaktivt frit kvælstof (N 2 ), der kun i helt særlige tilfælde indgår som næringsstof for biologiske processer. Den atmosfæriske tilførsel af kvælstof kommer fra to reaktive grupper af forbindelser kvælstofoxiderne (NO y ) og de reducerede TABEL 5.1 Tålegrænseintervaller for forskellige naturtyper 54. Udarbejdet på baggrund af data fra Naturstyrelsen. Tallene i parentes angiver naturtypekoden for den pågældende naturtype. N står for kvælstof. Tålegrænseinterval Naturtype (kg N/ha/år) 5-10 Lobeliesøer (3110), Søbred med småurter (3130), Kransnålalgesøer (3140), Kvælstofbegrænsede næringsrige søer (3150), Brunvandede søer (3160), Højmoser (7110 og 7120) samt Hængesæk (7140), Tørvelavninger (7150) og Rigkær (7230) med en væsentlig forekomst af følsomme højmosearter +. 10-15 Klitter (21xx* og 23xx*) og Skovnaturtyper (91xx*) med væsentlig forekomst af følsomme laver samt Hængesæk (7140) og Tørvelavninger (7150) uden væsentlig forekomst af følsomme højmosearter. 10-20 Sure overdrev (6230) og Tør hede (4030) samt alle øvrige klitter (21xx* og 23xx*) og Skovnaturtyper (91xx*). 10-25 Klitlavninger (2190) og Våd hede (4010). 15-25 Tørt kalksandsoverdrev (6120), Kalkoverdrev (6210), Tidvis våd eng (6410), Havs avneknippe-kær (7210), Kildevæld (7220) samt Rigkær uden væsentlig forekomst af følsomme højmosearter. * xx betegner fl ere forskellige varianter af samme overordnede naturtype + Væsentlig forekomst af følsomme højmosearter er her fortolket som rigkær der indeholder 2 eller fl ere arter af højere planter og tørvemosser, som er naturlige for højmoser. Denne fortolkning er valgt med baggrund i at UN-ECE s fastlæggelse af tålegrænseintervallet på 15-25 kg N/ha/år for 7230 rigkær efter DCE s mening sandsynligvis i mange tilfælde er sat for højt. 16

FIGUR 5.1 Illustration af kilder og styrende processer for atmosfærens reaktive kvælstofforbindelser. Reaktivt kvælstof omfatter reducerede forbindelser: ammoniak og dets reaktionsprodukt partikelbundet ammonium, samt kvælstofoxider: kvælstofmonoxid og kvælstofdioxid og deres reaktionsprodukter som bl.a. omfatter salpetersyre og partikulært nitrat. Ammoniak udledes primært som resultat af husdyrproduktion i landbruget, mens kvælstofoxiderne dannes ved forbrændingsprocesser ved energiproduktion, industri og transport. Reaktive kvælstofforbindelser tørafsættes ved direkte kontakt med overfl aden eller vådafsættes i forbindelse med nedbør 21. kvælstofforbindelser (NH x ). En detaljeret beskrivelse af de to stofgruppers afsætning til naturen og effekterne heraf er givet i en rapport 21, se Figur 5.1. 5.2.1 Kvælstofoxiderne NO y (totalt reaktivt kvælstof) er summen af NO x plus stoffer, som dannes i atmosfæren ved oxidation af NO x fx salpetersyre (HNO 3 ). Kvælstofoxiderne udledes ved praktisk talt alle former for forbrændingsprocesser, hvor det primært er frit kvælstof (N 2 ) fra atmosfæren som oxideres ved høj forbrændingstemperatur. De vigtigste kilder er derfor industri, kraftværker samt transportsektoren. Kvælstofoxiderne (NO x ) udledes som kvælstofmonoxid (NO) og kvælstofdioxid (NO 2 ) (summen af NO og NO 2 betegnes NO x ). NO har en ubetydelig våd- og tørafsætning, mens NO 2 tørafsættes til beplantning, men denne afsætning sker relativt langsomt. Tørafsætningen (ofte betegnet tørdeposition) er afsætningen ved luftbårne kemiske forbindelsers direkte kontakt med overfl aden. I atmosfæren omdannes NO 2 til salpetersyre (HNO 3 ); processen foregår med en typisk omdannelsesrate på ca. 5% pr. time. Derfor transporteres hovedparten af den NO x som udledes fra danske kilder ud af landet før det afsættes på overfl aden. Beregninger foretaget inden for den atmosfæriske del af overvågningsprogrammet NOVANA viser således, at kun få procent af den danske NO x udledning afsættes inden for landets grænser 23,24. HNO 3 har en hurtig tørafsætning, men ligeledes et hurtigt optag på overfl aden af luftbårne partikler. Samtidig reagerer HNO 3 hurtigt med luftens ammoniak (NH 3 ). Såvel ved optaget i luftbårne partikler, som ved reaktionen med NH 3, sker en dannelse af partikulært nitrat (NO 3 -). En meget stor del af de partikler som indeholder NO 3 - fjernes stort set alene fra luften ved nedbør (vådafsætning eller våddeposition). Fjernelsen kan ske ved opsamling i regndråber under deres fald mod overfl aden, men mere effektivt er optag i skydråber, som efterfølgende vokser til regndråber og falder til overfl a- den. Tørafsætningen af disse partikler er så langsom, at hvis ikke luftmassen møder en nedbørsepisode, så kan partiklerne have en atmosfærisk levetid på op til 10 dage og transporteres over 1.000 km. Partikulært kvælstof afsat i Danmark kan derfor være udledt i Centraleuropa. 5.2.2 De reducerede kvælstofforbindelser De reducerede kvælstofforbindelser omfatter ammoniak (NH 3 ) og dets atmosfæriske reaktionsprodukt, som er partikulært ammonium (NH 4 +). NH 3 har en hurtig tørafsætning, men reagerer ligeledes hurtigt med sure gasser og partikler i atmosfæren, hvorved der dannes partikulært NH 4 +. Sker reaktionen med svovlsyre (H 2 SO 4 ) dannes ammoniumbisulfat (NH 4 HSO 4 ) og ammoniumsulfat ((NH 4 ) 2 SO 4 ) som forbliver i partikelform. Ved den tilsvarende reaktion med salpetersyre (HNO 3 ) dannes ammoniumnitrat (NH 4 NO 3 ), som imidlertid kan fordampe fra partikelform tilbage til NH 3 og HNO 3 i gasfase. Denne fordampning kan ske ved ændringer i atmosfærens luftfugtighed og temperatur. De partikler som indeholder NH 4 + har ligesom partiklerne med NO 3 - (i mange tilfælde er det de samme partikler som indeholder begge forbindelser) en langsom tørafsætning og tilsvarende lang levetid og stor transportafstand - hhv. op til 10 dage og >1000 km. De reducerede kvælstofforbindelser udledes primært i forbindelse med husdyrproduktion i landbruget, fx ved udbringning af gylle. 17

FIGUR 5.2 Den total årlige atmosfæriske baggrundsbelastning med kvælstof (kg N/ha/år) i Danmark i 2011 beregnet med DEHM modellen 55. Opløsning 17 km x 17 km over Danmark. 5.3 BEREGNINGSSYSTEMET DAMOS Beregninger af kvælstofafsætning foretages inden for NOVANA med DCE s DAMOS (Danish Ammonia Modelling System) system 25,26, som udgøres af en kombination af langtransportmodellen DEHM (Danish Eulerian Hemispheric Model) 27,28,29,30 og lokalskalamodellen OML-DEP 31,32. Endvidere har systemet været anvendt for Miljøcenter Århus og Miljøcenter Roskilde til vurdering af kvælstofbelastningen af udvalgte natursystemer. Den totale årlige atmosfæriske baggrundsbelastning med kvælstof i Danmark varierer mellem 10 og 18 kg N/ha (se Figur 5.2 ). Denne variation ud over land hænger sammen med dels bidrag fra lokale kilder (dvs. landbrug med husdyrhold) og dels bidraget fra langtransporteret kvælstof fra kilder i primært Centraleuropa. Den årlige kvælstofafsætning kan variere fra år til år med op mod 20 % som følge af variationer i de meteorologiske forhold, herunder frekvensen af vindretninger fra syd samt ikke mindst nedbørsmængde og frekvens. Figur 5.3 viser et eksempel på Natura2000 områder ved Viborg og Aarhus, som potentielt kan påvirkes af en kommende motorvej / motortrafi kvej mellem Viborg og Aarhus. Natura 2000 er betegnelsen for et netværk af beskyttede naturområder i EU (www.naturstyrelsen.dk). Områderne skal bevare og beskytte naturtyper og vilde dyre- og plantearter, som er sjældne, truede eller karakteristiske for EUlandene. Disse naturområder er endvidere listet i Tabel 5.2. 5.3.1 Eksempel på kvælstofafsætning til naturområderne mellem Viborg og Aarhus Afsætningen af kvælstof i baggrundsområder i Midtjylland ligger i 2009 på 15 kg N/ha/år, hvoraf tørafsætningen udgør TABEL 5.2 Natura2000 områder tæt på linjeføringer ved Viborg og Aarhus Habitatnr. Navn 30 Lovns Bredning, Hjarbæk Fjord og Skals, Simested og Nørre Ådal, samt Skravad Bæk 34 Brandstrup Mose 35 Hald Ege, Stanghede og Dollerup Bakker 37 Rosborg Sø 38 Bredsgård Sø 45 Gudenå og Gjern Bakker 232 Lillering Skov, Stjær Skov, Tåstrup Sø og Tåstrup Mose 233 Brabrand Sø med omgivelser 18

30 33 RANDERS VIBORG 38 39 30 BJERRINGBRO 37 229 229 35 34 RØDKÆRSBRO HADSTEN 36 ANS HAMMEL 45 228 SILKEBORG AARHUS LÅSBY 181 233 232 181 181 RY 48 48 64 SKANDERBORG 49 FIGUR 5.3 Natura2000 områder omkring linjeføringerne ved Viborg og Aarhus. godt 7 kg N/ha/år (Ellermann et al., 2010). Usikkerheden i disse beregninger er estimeret til +/- 30% for de akvatiske områder og +/- 50% for terrestriske områder. Ud af disse 15 kg N/ha/år stammer ca. 44% fra kvælstofoxider udsendt fra forbrændingsprocesser, som blandt andet omfatter trafikkens bidrag (Ellermann et al., 2010). Imidlertid stammer den helt overvejende del af kvælstofoxidernes bidrag fra kilder i udlandet. Danske kvælstofoxider bidrager således kun med ca. 2 % af den samlede afsætning af kvælstof. Det fremgår af Tabel 5.2, at de potentielt berørte naturområder omfatter flere søer. Det er allerede tidligere beskrevet, at kvælstofoxiderne stort set ikke afsættes til våde overflader. For søerne er det lokale kvælstofbidrag fra kvælstofoxider således helt ubetydeligt. Vi fokuserer på følsomme naturområder, som omfatter moser og heder, og ser på den ekstra afsætning af atmosfæriske kvælstof, som kan relateres til linjeføringerne ved Viborg og Aarhus. De to scenarier for linjeføringen ved Viborg vil føre til en kvælstofdioxid koncentration på 10,78 μg/m3 (Viborg Syd) og 10,86 μg/m3 (Viborg Nord), som et gennemsnit over alle receptorpunkter ved Viborg, hvilket kan sammenlignes med basisscenariet med en koncentration på 10,76 μg/m3. Den ekstra koncentration som kan relateres til de to linjeføringer er således henholdsvis 0,02 og 0,10 μg/m3. Til et konservativt overslag kan vi sætte afsætningshastigheden til 0,4 cm/s, hvilket svarer til afsætningshastigheden for en eng i sommersituation i dagtimerne. Det er en høj afsætning, 19

FIGUR 5.4 Placering af beregningspunkter i forskellige afstande fra et vejstykke ved motorvejen syd om Odense. NO x koncentrationen i 2010 er også vist ved en årsdøgntrafi k på 51.400. Beregningerne er inkl. baggrundsforurening. da afsætningen til beplantningen blandt andet sker gennem planternes spalteåbninger (stomata), og disse vil være lukkede store dele af vinteren. Den ekstra afsætning svarer til en årlig afsætning på henholdsvis 8 og 38 g N/ha/år. Dette kan sammenholdes med den tidligere nævnte baggrundsafsætning på 15 kg N/ha/år. Frem mod 2020 antages det at baggrundsafsætningen vil reduceres med ca. 25 %, men selv da vil en ekstra afsætning på 38 g N/ha/år udgøre et meget lille bidrag. De tre scenarier for linjeføringen ved Aarhus vil føre til en kvælstofdioxidkoncentration på 11,02 μg/m 3 (Aarhus Nord), 11,03 μg/m 3 (Aarhus Midt) og 11,05 μg/m 3 (Aarhus Syd), som et gennemsnit over alle receptorpunkter, hvilket kan sammenlignes med basisscenariet med en koncentration på 10,97 μg/m 3. Den ekstra koncentration som kan relateres til de tre linjeføringer er således henholdsvis 0,05, 0,06 og 0,08 μg/m 3, og den ekstra afsætning er på 19, 23 og 31 g N/ha/år. Disse bidrag er igen meget små sammenlignet med baggrundsbelastningen i området, og vurderes derfor at være uden betydning i det aktuelle eksempel. 5.3.2 Kvælstofdepositionen i forskellige afstande fra vej NO 2 koncentrationen aftager med afstanden fra en vej. Det samme gør kvælstofdepositionen, da der er en lineær sammenhæng mellem NO 2 koncentration og kvælstofdeposition. I det følgende er disse sammenhænge illustreret ved beregninger gennemført for motorvejen syd om Odense med en årsdøgntrafi k på 51.400, 11% tung trafi k, en hastighed på 90 km/t samt emissionsdata fra 2010 (Figur 5.4). Endvidere er vist den tilsvarende afhængighed for hhv. dobbelt så meget trafi k (102.800) og halvt så meget trafi k (25.700). NO 2 koncentrationen afhænger af trafi kniveauet, køretøjsfordelingen og hastigheden. Udover disse parametre afhænger koncentrationen også af årstallet, idet bilparkens emission udvikler sig over tid pga. udskiftning af bilparken. Ældre mere forurenende biler udskiftes med mindre forurenende biler, da emissionskravene til køretøjer løbende er blevet skærpet igennem de såkaldte Euronormer. I Figur 5.5 er illustreret, hvordan hhv. NO x og NO 2 koncentrationen aftager med afstanden på begge sider af motorvejen. Motorvejsstykket syd om Odense er orienteret omtrentligt vest-øst på det pågældende stykke, hvor beregningerne er foretaget. Det ses, at NO 2 aftager langsommere med afstanden til vejmidten end NO x, da NO 2 dannes i reaktioner mellem NO og ozon, hvilket tager lidt tid. Endvidere kan der være situationer, hvor ozon er en begrænsende faktor for dannelse af NO 2, hvilket også vil bidrage til at NO 2 koncentrationen aftager langsommere end NO x med afstanden. Det ses, at koncentrationerne i Figur 5.5 er fordelt på omtrent den samme måde på både nord- og sydsiden af 20

NOx (μg/m3) 70 60 50 40 30 20 10 0-1000 -900-800 -700-600 -500-400 -300-200 -100 0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 afstand fra vejmidten (m) NO 2 (μg/m3) 35 30 25 20 15 10 5 0-1000 -900-800 -700-600 -500-400 -300-200 -100 0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 afstand fra vejmidten (m) FIGUR 5.5 Illustration af hvordan NO x (øverst) og NO 2 (nederst) aftager med afstanden i 2010 til vejmidten for motorvejen syd om Odense med en årsdøgntrafi k på 51.400, 11 % tung trafi k, og en rejsehastighed på 90 km/t. Motorvejsstykket er orienteret vest-øst. Nordsiden (venstre side af fi gur med negative afstande) og sydsiden (højre side af fi gur med positive afstande). Beregningerne er inkl. baggrundsforurening.

NW N NE FIGUR 5.6 Vindrose for Odense Syd. Vindrosen viser fordeling af vindretninger (i %) og vindhastighedsklasser (m/s) for den pågældende vindretning. W 5 % 10 % E < 1.4 m/s 1.4... 2.3 m/s 2.4... 3.8 m/s 3.9... 6.9 m/s 7.0... 10 m/s SW SE > 10 m/s S motorvejen. Det skyldes at vindretninger og vindhastigheder ligeledes er relativt jævnt fordelt omkring vejens vestøstlige retning dog med en overvægt at vindretninger fra de dominerende sydvestlige vindretninger, hvilket fremgår af vindrosen i Figur 5.6. Hvordan NO 2 koncentrationen aftager ud til 1.000 m fra vejen er illustreret i Figur 5.7 for forskellige trafi kniveauer og tilsvarende for kvælstofdepositionen i Figur 5.8. Her er valgt sydsiden. 40 NO 2 (μg/m3) 35 30 Reference ( ÅDT = 51 400) 2 x ÅDT (102 800) 0.5 x ÅDT (25 700) 25 20 15 10 5 0 0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 afstand fra vejmidten (m) FIGUR 5.7 NO 2 koncentrationens afhængighed af afstanden fra vejen for forskellige trafi k- niveauer. Det er kun bidraget fra trafi kken på vejen, som er medtaget, og baggrundsforureningen indgår således ikke. 22

16 N - deposition (kg N / ha / år) 14 12 Reference ( ÅDT = 51 400) 2 x ÅDT (102 800) 0.5 x ÅDT (25 700) 10 8 6 4 2 0 0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 afstand fra vejmidten (m) FIGUR 5.8 Kvælstofdepositionens afhængighed af afstanden fra vejen for forskellige trafi kniveauer. Det er kun bidraget fra trafi kken på vejen, som er medtaget, og baggrundsforureningen indgår således ikke. Hvordan kvælstofdepositionen vil udvikle sig over tid er vist i Figur 5.9 for 2010, 2015 og 2020 under antagelse af konstant trafi k. Kvælstofdepositionen fra trafi kken vil falde, idet bilparkens emission reduceres over tid pga. udskiftning af bilparken. 10 N - deposition (kg N / ha / år) 9 8 7 Reference (år 2010) År 2015 År 2020 6 5 4 3 2 1 0 0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 afstand fra vejmidten (m) FIGUR 5.9 Kvælstofdepositionens afhængighed af afstanden fra vejen for forskellige årstal. Det er kun bidraget fra trafi kken på vejen, som er medtaget, og baggrundsforureningen indgår således ikke. Forudsætningerne er fra motorvejen syd om Odense med en årsdøgntrafi k på 51.400, 11% tung trafi k, og en rejsehastighed på 90 km/t. 23

5.3.3 Estimering af kvælstofdeposition i VVM vurderinger Som det fremgår af det tidligere varierer den årlige atmosfæriske baggrundsbelastning med kvælstof i Danmark i 2011 mellem 10 og 18 kg N/ha, og denne belastning kan forventes at blive reduceret med omkring 25% frem mod 2020. For en motorvej med en trafi kbelastning på omkring 50.000 i døgnet i 2010 vil kvælstofbelastningen være relativ høj helt tæt på motorvejen (omkring 8 kg N/ha) men i 500 m fra motorvej omkring 1 kg N/ha. Dette skal ses i forhold til ovenstående baggrundsbelastning. Kvælstofbelastningen reduceres med tiden og i 2020 er den omkring 3 kg N/ha tæt på motorvejen og 0,5 kg N/ha 500 m fra motorvejen. Ved anlæggelse af en helt ny motorvej kan bidraget til kvælstofbelastningen således være betydelig i forhold til baggrundsbidraget helt tæt på vejen for en vej med betydelig trafi k. I mange tilfælde kan VVM vurderingen berøre udvidelse af en eksisterende vej eller omlægninger, som bevirker mere eller mindre trafi k på eksisterende vejstrækninger. I disse tilfælde skal man i VVM vurderingen estimere den ekstra kvælstofafsætning, som trafi kændringen giver anledning til. I eksemplet med strækningen Viborg - Aarhus gav denne ekstra kvælstofafsætning kun anledning til ekstra 19-31 g N/ha/år, hvilket er meget lidt sammenlignet med baggrundsbelastningen i området. Den ekstra kvælstofafsætning er i dette tilfælde meget lille, da der var relativ lille forskel i trafi kken mellem referencen og alternativerne og der var langt fra vejen til naturområde. Da kvælstofbelastningen oftest vil være lille i forhold til baggrundsbelastning er det ikke nødvendigt at foretage egentlige beregninger heraf i forbindelse med VVM vurderinger. Der kan i disse tilfælde gives et overslag over kvælstofbelastningen ud fra beregnede koncentrationer af NO 2 eller af den ekstra NO 2 belastning, som et givent projekt giver anledning til. Nomogrammet over den lineære sammenhæng mellem NO 2 koncentration og kvælstofdeposition i Figur 5.10 kan bruges til at estimere kvælstofbelastningen. Berørte naturområder Potentielt berørte naturområder skal vurderes i forhold til nye eller eksisterende linjeføringer. Kvælstofoxider (summen af NO og NO 2 ) er stort set ikke vandopløselige og derfor er den atmosfæriske afsætning til vandoverfl ader ubetydelig. Hvis vi ser på vejtrafi kkens belastning med kvælstof af naturområderne i Danmark kan der således ses bort fra akvatiske økosystemer som fx søer og vandløb. De detaljerede undersøgelser af atmosfærisk kvælstoftilførsel til følsomme økosystemer i Danmark har været udført for økosystemer udvalgt af regioner og kommuner, hvor lokale miljømedarbejdere har udpeget de systemer som potentielt kunne tænkes at have overskridelser af tålegrænser. Overskridelser forekom for overdrev, højmoser, ekstremrigkær men også for en del skovområder. Helt afgørende for om der vil forekomme overskridelser er naturligvis afstanden mellem vej og natur/økosystem. I realiteten vil afsætningshastigheden (betegnes depositionshastigheden) være forskellig for forskellige naturtyper. I de viste diagrammer er anvendt en typisk afsætningshastighed på 0,4 cm/s, men den kan være større for fx skovområder, da kvælstofdioxid (som tidligere nævnt) optages gennem planternes spalteåbninger. Potentielt følsomme naturområder (Natura2000) er vist i bilag 1. N - deposition (kg N / ha / år) 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0 0 5 10 15 20 25 10 NO 2 koncentration i μg / m 3 FIGUR 5.10 Nomogram over den lineære sammenhæng mellem NO 2 koncentration og kvælstofdeposition. Øverst: Et eksempel, hvor en vej bidrager med 12,5 μg NO 2 /m 3, som giver en N - deposition på 4,8 kg N/ha/år. Nederst: Et eksempel, hvor en vej efter udbygning eller lignende giver en ekstra belastning på et naturområde i en vis afstand på 0,4 μg NO 2 /m 3, hvilket giver en ekstra N - deposition på 0,15 kg N/ha/år. Bemærk at den nederste fi gur har en logaritmisk skala. N - deposition (kg N / ha / år) 1 0,1 0,01 0,001 0,01 0,1 1 10 100 NO 2 koncentration i μg / m 3 24