Jensen, S. S., Brandt, J., Ketzel, M., Ellermann, T., Nielsen, O.-K. Plejdrup, M.S., Winther, M., Andersen, M.S., Sigsgaard. T. (2021): Helbredseffekter af Black Carbon i Københavns Kommune. DCE-Nationalt Center for Miljø og Energi, 74s. - Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 430, http://dce2.au.dk/pub/SR430.pdf
DCE har tidligere for Københavns Kommune udarbejdet en rapport om helbredseffekter og tilhørende samfundsmæssige omkostninger af luftforurening i Københavns Kommune (Jensen et al., 2020). Rapporten var baseret på beregninger foretaget med den seneste version af EVA-systemet (Economic Valuation of Air Pollution, EVAv5.2). Rapporten beskriver dødelighed og sygelighed af luftforureningen fordelt på stofferne: PM2,5 (massen af partikler under 2,5 mikrometer i diameter), NO2 (kvælstofdioxid), O3 (ozon) og SO2 (svovldioxid).
Københavns Kommune ønsker, at DCE belyser og kvantificerer helbredseffekterne af BC og tilhørende samfundsmæssige omkostninger, og kilderne hertil. Baggrunden er, at BC formodes at være særligt helbredsskadelig, og de er primært emitteret fra lokale kilder som trafik og brændeovne, hvorfor betydningen af de lokale kilder kunne være større, end det antages i dag.
Beregningerne af helbredseffekterne af BC gennemføres under to forudsætninger.
Den første forudsætning er, som i de nuværende beregninger af helbredseffekter i EVA-systemet, at alle partikelkomponenter i PM2,5 indgår med samme vægt. Dette er anbefalingen fra WHO, at PM2,5 anvendes til estimering af helbredseffekter for partikler, da der foreligger flere større helbredsstudier af sammenhængen mellem PM2,5 og dødelighed og sygelighed. Dette kalder vi basisberegningen.
Den anden forudsætning er en følsomhedsanalyse, hvor beregningerne af helbredseffekterne er baseret på særskilte eksponerings-responssammenhænge for BC, som er identificeret i den videnskabelige litteratur om sammenhængen mellem BC og dødelighed. I denne følsomhedsanalyse tillægges hele effekten på dødelighed fra atmosfæriske partikler derved på BC. Det vil så sige, at alle andre partikelkomponenter indirekte anses som uskadelige mht. dødelighed, hvilket ikke er i overensstemmelse med vores viden på området.
Man kan ikke lægge resultaterne af basisberegningen og følsomhedsanalysen sammen. Man kan således ikke trække helbredseffekterne knyttet til BC i basisberegningen ud af denne og erstatte den med resultaterne for BC fra følsomhedsanalyse, da det vil føre til en slags dobbelttælling af partiklers samlede helbredseffekt.
Der er gennemført en kildeopgørelse for Københavns Kommune. Den indeholder en emissionsopgørelse, hvor totale emissioner og deres fordeling på kildetyper vises. For store lokale kilder, som vejtrafik og brændefyring, er der lavet en detaljeret kildeopgørelse med større underopdeling end andre kilder. Emissionsopgørelsen er baseret på den nationale emissionsopgørelse og geografisk fordeling heraf ud fra forskellige geografiske fordelingsnøgler. Emissioner af BC fremgår særskilt. Endvidere er der opsummerede resultater af emissionsberegninger for 2030 baseret på den forventede emissionsudvikling.
Endvidere redegøres for kildebidragene til bybaggrundskoncentrationen i 2019, hvorved der skabes et overblik over, hvor meget de forskellige emissionskilder bidrager til koncentrationen for de forskellige stoffer. Koncentrationsbedrag fra BC fremgår særskilt.
Beregningerne af luftkvaliteten er baseret på den regionale luftforureningsmodel DEHM og bybaggrundsmodellen UBM, sådan at beregninger kan udføres på 1 km x 1 km opløsning i bybaggrunden for Københavns Kommune. Bybaggrundsforureningen er den generelle luftforurening i byen, og afspejler koncentrationen, som man vil opleve den i en park, en baggård eller på taget af bygninger. Bybaggrundskoncentrationer afskiller sig således fra gadekoncentrationer, som repræsenterer koncentrationerne i 2 meters højde ved husfacaden. Gadekoncentrationerne er bestemt af bybaggrundskoncentrationen plus bidraget fra trafikken i den konkrete gade samt bygningernes indflydelse på spredningsforholdene. Bidraget fra trafikken i gader kan fx beregnes med gadeluftkvalitetsmodellen OSPM.
Eksterne omkostninger er de samfundsmæssige omkostninger af luftforureningens helbredseffekter.
Helbredseffekter og relaterede eksterne omkostninger beregnes under to forudsætninger om skadelighed af partikler (1) alle komponenter af PM2,5 er lige skadelige, dvs. anbefalingen fra WHO, og (2) en følsomhedsanalyse, hvor en eksponerings-responssammenhæng kun for BC fra litteraturen er udvalgt på baggrund af gennemgang af nøgleartikler i den videnskabelige litteratur.
Helbredseffekter og relaterede eksterne omkostninger er beregnet for den totale luftforurening i Københavns Kommune. I den totale luftforurening indgår kilder fra Københavns Kommune, alle øvrige kilder i Danmark og udlandet. Dette giver et billede af, hvad al luftforurening betyder helbredsmæssigt, uanset om det er lokale kilder eller øvrige kilder.
Endvidere er der gennemført beregninger for, hvor meget emissionskilder i Københavns Kommune bidrager til helbredseffekter i Københavns Kommune. Det er også beregnet, hvor meget hver hovedemissionssektor i Københavns Kommune bidrager med, herunder hvor meget delemissionssektorer bidrager med inden for brændefyring, vejtrafik og ikke-vejgående maskiner.
Beregningerne er gennemført med det integrerede modelsystem EVA v5.2 (Economic Valuation of Air Pollution). EVA-systemet beregner helbredseffekter og relaterede eksterne omkostninger baseret på en række informationer. Disse informationer er forureningskilderne og deres placering, spredning og kemisk omdannelse af luftforurening (DEHM/UBM), eksponering af befolkningen, eksponerings-responssammenhænge mellem eksponering og helbredseffekter samt værdisætning af helbredseffekterne.
Beregningsåret repræsenterer 2019, da meteorologiske data og beregnede baggrundskoncentrationer er fra 2019, og emissioner er for det seneste år, hvor der findes opdaterede emissioner for Danmark på 1 km x 1 km opløsning (2018).
I EVA-systemet indgår befolkningsdata med en geografisk opløsning på 1 km x 1 km baseret på et udtræk fra CPR (Centrale Personregister) fra 2017.
Emissionerne fra alle kilder i Københavns Kommune er opgjort for 2018. I en tidligere rapport til Københavns Kommune (Jensen et al., 2020) var vejtransport og brændefyringsanlæg i 2017 de største kilder og lige store med hver omkring 35% for BC.
Der er sket mange og store forbedringer af den nationale emissionsopgørelse fra 2017 til 2018 i SPREAD-modellen (Plejdrup et al., 2018), herunder forbedring i emissionsfaktorerne for brændeovne (SNAP0202). De to største kilder til BC er fortsat vejtransport og brændefyringsanlæg i 2018, hvor vejtransport andrager 60% og brændefyring 24% for BC.
For PM2,5 andrager brændefyring derimod 46% og 28% for vejtransport i 2018, hvilket er omtrent det samme som i 2017, hvor brændefyring stod for 51% og vejtransporten for 20%.
Opdateringen af SPREAD-modellen betyder, at man ikke 1:1 kan sammenligne ændringer fra 2017 i den tidligere rapport (Jensen et al., 2020) med resultaterne i nærværende rapport fra 2018, som udtryk for udviklinger i samlet niveau og fordeling mellem sektorer. Det gælder både for emissionen, og derfor også for de efterfølgende beregninger af koncentrationsbidrag, helbredseffekter og eksterne omkostninger. Når der sker metodeændringer i SPREAD-modellen, som beskrevet ovenfor, genregnes alle foregående år med samme metodeforudsætninger. De samlede emissioner for Københavns Kommune er faldet hhv. 4%, 5%, 8% og 8% for NOx, CO, PM2,5 og BC fra 2017 til 2018, men steget med 8% for SO2 og uændret for PM10.
Metodeforbedringen har især påvirket SNAP02 (brændeovne mv.). SNAP02 (brændeovne mv.) er generelt blevet mindre, da nyere målinger af emissionsfaktorer for brændeovne er inddraget i opgørelsen i 2018, hvilket også giver mindre emission fra brændeovne i København. Der er ikke lavet om i metoden for den geografiske fordeling af emissioner for SNAP02.
SNAP05 omfatter udvinding, behandling, lagring og transport af olie og gas, herunder kullagring. På grund af manglende viden og usikkerhed omkring andelen af BC i PM2,5 for SNAP05 for kullagring, er BC fra SNAP05 ikke inkluderet i emissionsopgørelsen for Københavns Kommune i 2018, og de efterfølgende koncentrationsberegninger, og tilhørende helbredseffekter og eksterne omkostninger.
Kildebidraget, dvs. koncentrationsbidraget fra de forskellige kilder, er beregnet for baggrundskoncentrationen som et gennemsnit over den geografiske udstrækning af Københavns Kommune.
Alle kilder både i Københavns Kommune og uden for kommunen bidrager til 0,36 µg/m3 af BC-baggrundskoncentrationen i 2019.
Bidraget fra alle kilder i Københavns Kommune er beregnet til omkring 0,07 µg/m3 af baggrundskoncentrationen af BC, hvilket svarer til omkring 21% af baggrundskoncentrationen. Modsat gælder, at omkring 0,29 µg/m3 eller 79% af BC kommer fra kilder uden for Københavns Kommune (kilder i Danmark og udlandet omfattende den nordlige halvkugle). Nabokommuner inkl. skibe inden for en radius af 25 km bidrager med 0,06 µg/m3 (16%), og den regionale luftforurening med 0,23 µg/m3 (63%). Hvis bidraget fra nabokommunerne inkluderes som en del af ”lokale kilder”, så bidrager disse kilder i Københavns Kommune og nabokommunerne således til omkring 37% af bybaggrundskoncentrationen af BC, mens det resterende bidrag (63%) er fra den regionale luftforurening.
Det største bidrag inden for Københavns Kommune er vejtrafikken med omkring 0,04 µg/m3 for BC svarende til omkring 12%. For vejtrafikken er omkring 2/3 udstødning, mens 1/3 er knyttet til dækslid. Det andet største bidrag er fra brændefyringsanlæg, som bidrager med omkring 0,02 µg/m3 svareden til omkring 6%.
I det følgende opsummeres resultaterne af basisberegningen, hvor det antages, at alle partikelkomponenter af PM2,5 er lige skadelige, hvilket er anbefalingen fra WHO for beregning af helbredseffekter af luftforurening, at PM2,5 anvendes hertil.
Det totale årlige antal tilfælde af for tidlige dødsfald i 2019 er omkring 440 i Københavns Kommune på baggrund af de totale luftforureningsniveauer for SO2, O3, NO2 og PM2,5 baseret på både danske og udenlandske emissionskilder. Disse er fordelt med 304 for tidlige dødsfald pga. langtidspåvirkning (kronisk dødelighed) og 136 pga. korttidspåvirkning (akut dødelighed). Ét for tidligt dødsfald som følge af langtidspåvirkning svarer i beregningerne til 10,6 tabte leveår. De for tidlige dødsfald er for størstedelen knyttet til PM2,5 (384 dødsfald), derefter til NO2 (48 dødsfald) og kun meget lidt til O3 (8 dødsfald) og SO2 (1 dødsfald). Der er mange flere tilfælde af sygelighed, end der er af for tidlige dødsfald. Eksempelvis er der omkring 421.000 dage med nedsat aktivitet (sygedage og utilpashed) som følge af luftforureningen i Københavns Kommune.
Den andel af PM2,5, som BC udgør af helbredseffekterne, er 15 for tidlige dødsfald, som svarer til omkring 3,5% af de samlede for tidlige dødsfald pga. al luftforurening. Tilsvarende udgør BC også omkring 4% af dage med nedsat aktivitet (sygedage og utilpashed).
Der er 38 for tidlige dødsfald, som kan tilskrives emissionskilder i Københavns Kommune i 2019. Sættes dette i forhold til det totale antal for tidlige dødsfald (440) pga. al luftforurening fra danske og udenlandske kilder bidrager kilder i Københavns Kommune til omkring 9% af alle for tidlige dødsfald i 2019. Dette betyder også, at omkring 91% af alle for tidlige dødsfald i Københavns Kommune skyldes emissioner uden for Københavns Kommune.
De to største lokale kilder til for tidlige dødsfald er vejtransport (15 i 2019) og brændefyring (13 i 2019). De øvrige kilder bidrager tilsammen med 11 for tidlige dødsfald.
Beregninger for hele Danmark viser, at bidraget fra udlandet til Danmark af for tidlige dødsfald udgør omkring 76% af det samlede antal tilfælde i Danmark, mens bidraget fra danske emissioner bidrager med 24%. Det samlede antal for tidlige dødsfald i Danmark er omkring 4.600 fordelt med ca. 3.500 forårsaget af emissioner fra udlandet og ca. 1.100 fra danske kilder. Bidrag fra danske emissioner til antallet af for tidlige dødsfald i Europa (ekskl. Danmark) anslås til omkring 2.000 tilfælde. ”Eksport” af luftforurening er derfor noget større end det de danske emissioner giver anledning til i Danmark, mens "import" af luftforurening (ca. 3.500 for tidlige dødsfald) er omkring halvanden gang så stor som "eksport" (2.000 for tidlige dødsfald). Alle ovenstående tal er beregnet ud fra 2019 (Ellermann et al., 2021).
Det har ikke været muligt inden for nærværende projekt at lave samme type beregninger for kilderne i Københavns Kommune. Det er imidlertid klart fra ovenstående, at emissioner fra Københavns Kommune også vil give anledning til et betydeligt antal for tidlige dødsfald uden for kommunegrænsen.
De årlige totale eksterne omkostninger i Københavns Kommune pga. al luftforurening fra både danske og udenlandske emissionskilder er omkring 8,5 milliarder kr. i 2019. De eksterne omkostninger skyldes hovedsageligt partikler, og hovedparten af de eksterne omkostninger er relateret til for tidlige dødsfald og i mindre grad til sygelighed.
De samlede eksterne omkostninger i Københavns Kommune pga. emissioner inden for kommunegrænsen er 821 mio. kr. fordelt med 426 mio. kr. på partikler, som omfatter 341 mio. kr. for de direkte emitterede partikler (PPM2,5), og 85 mio. kr. for øvrige partikler, som i dette tilfælde er manglende partikelmasse, som formodes primært at være vand bundet til partiklerne, 413 mio. kr. for NO2, 7 mio. kr. for SO2 samt minus 25 mio. kr. for O3. Grunden til, at omkostningerne er negative for O3 er, at NOx-emissionerne i kommunen bidrager til reduktion af O3 inden for kommunen. Den relative fordeling af de eksterne omkostninger på de forskellige kilder er næsten som for helbredseffekterne.
De samlede eksterne omkostninger, som skyldes emissioner i Københavns Kommune, udgør omkring 10% af alle omkostninger pga. al luftforurening fra danske og udenlandske kilder.
Emissioner og koncentrationsbidrag i følsomhedsberegningen er som i basisberegningen, og det er kun helbredseffekter og tilhørende eksterne omkostninger, der ændrer sig i følsomhedsanalysen for BC.
Som det fremgår af ovenstående beregnes dødelighed og sygelighed af luftforureningen i EVA-systemet for stofferne: PM2,5, NO2, O3 og SO2. PM2,5 består af adskillige komponenter, og i EVA-systemet er det antaget, at de indgår med samme vægt i beregning af helbredseffekterne baseret på bedst tilgængelig viden. Det er også anbefalingen fra Verdenssundhedsorganisationen (WHO), at PM2,5 anvendes til estimering af helbredseffekter for partikler, da der foreligger mange store helbredsstudier af sammenhængen mellem PM2,5 og dødelighed og sygelighed. Det Europæiske Miljøagentur har samme antagelser for PM2,5 i deres beregninger af helbredseffekter af luftforurening for Europa (EEA, 2019). Forudsætningen i EVA-systemet er således, at alle delkomponenter af PM2,5 er lige skadelige - dvs. de samme antagelser, som WHO og EEA lægger til grund for deres beregninger af helbredseffekter af luftforurening. Der er ikke noget, der tyder på, at nogle delkomponenter af PM2,5 ikke er skadelige.
I nærværende rapport har vi for første gang haft mulighed for at lave en følsomhedsanalyse for BC, dvs. for en delkomponent af PM2,5, hvor der er antaget en skadelighed for BC, der er forskellig fra PM2,5 som helhed. Følsomhedsanalysen er lavet på baggrund af identifikation af en eksponerings-responssammenhæng for BC, som er valgt på baggrund af et litteraturstudie af nøgleartikler i den videnskabelige litteratur.
Ud fra litteraturen har vi identificeret tre analyser af BC på den totale dødelighed, som estimerer effekten af BC pr. 1 µg/m3. Studierne estimerer en effekt af BC på dødeligheden med en relativ risiko på 1,06 til 1,09 pr. 1 µg/m3. Vi har anvendt 1,09 pr. 1 µg/m3, som estimat i den efterfølgende følsomhedsanalyse, idet den vil repræsentere et worst-case scenarie for fx trafikkens betydning, hvilket vil give et udgangspunkt for diskussionen af vigtigheden af tiltag til at forebygge luftforureningen lokalt i Danmark. Worst-case scenariet er udtryk for en øvre grænse for, hvad BC kunne tænkes at betyde for dødeligheden. Man kan dog ikke i fremtiden udelukke, at der kommer højere risikoestimater grundet den nuværende begrænsede litteratur. Modsat gør forudsætningerne i følsomhedsanalysen, hvor dødeligheden alene afhænger af BC, at der allerede tillægges BC stor vægt. Et risikoestimat på 1,09 pr. 1 µg/m3 betyder, at dødeligheden stiger 9% for hver 1 µg/m3 BC-koncentrationen stiger.
I følsomhedsanalysen er den beregnede dødelighed alene afhængig af BC, hvilket ligger i forudsætningerne for følsomhedsanalysen, mens den i basisberegningen er afhængig af den totale PM2,5. I følsomhedsanalysen er dødeligheden alene afhængig af BC, men det skal ikke tolkes sådan at andre skadelige stoffer i PM2,5 er ufarlige, som fx metaler eller tjærestoffer. Det er ikke muligt at opstille risikoestimater for alle de forskellige delkomponenter af PM2,5 pga. manglende viden.
Der er alene fundet sammenhæng mellem BC og kronisk dødelig ved langtidseksponering i litteraturen. Derfor er akut dødelighed ved korttidseksponering i denne følsomhedsanalyse sat til nul for partikler, da vi ikke kender eksponerings-responsfunktionen for BC alene, og heller ikke for øvrige partikelkomponenter. I basisberegningen korrigerer vi endvidere for manglende modelleret partikelmasse for PM2,5, kalibreret med målinger, men det er ikke muligt i følsomhedsberegningen, da der ikke er data for eventuelt undervurderet masse for BC. Sammenligning mellem modelleret BC og målt BC er i god overensstemmelse, så der er ikke behov for justering af BC for manglende masse. Alle helbredseffekter inden for sygelighed er bibeholdt som i basisberegningen, da vi ikke kender eksponerings-responsfunktionerne særskilt for BC, og heller ikke for andre specifikke enkelte partikelkomponenter. Helbredseffekter relateret til sygelighed er derfor forudsat at være ens i basisberegningen og i følsomhedsberegningen for alle stoffer.
Den helt store forskel mellem basisberegningen og følsomhedsberegningen er, at langtidseksponering (kronisk død) for BC bliver omkring 25 gange større (295 for tidlige dødsfald) end i basisberegningen (12 for tidlige dødsfald) baseret på luftforurening fra kilder i og uden for Københavns Kommune. Det fremkommer ved, at den anvendte eksponering-respons funktion for BC er langt kraftigere end i basisberegningen, hvor alle partikelkomponenter herunder BC regnes med samme eksponering-respons funktion som for PM2,5.
Kronisk død for BC i følsomhedsberegningen er 295 for tidlige dødsfald, hvilket er på niveau med antallet af for tidlige dødfald i basisberegningen for PM2,5, som er på 304 for tidlige dødsfald.
Som forventet kommer emissionssektorer med væsentlige BC-emissioner til at medføre flere for tidlige dødsfald i følsomhedsberegningen i forhold til basisberegningen.
I følsomhedsberegningen stiger antallet af for tidlige dødsfald for vejtransport fra 15 i basisberegningen til 49 i følsomhedsberegningen, og ikke-vejgående maskiner fra én til otte. Brændeovne mv. stiger også fra 13 til 19. Bidraget fra alle lokale kilder i Københavns Kommune stiger fra 38 for tidlige dødsfald til 83 fra basis- til følsomhedsberegning.
I basisberegningen bidrager kilder i Københavns Kommune til omkring 9% af alle for tidlige dødsfald i 2019 (38/440). Dette indebærer, at omkring 91% af alle for tidlige dødsfald i Københavns Kommune skyldes emissioner uden for Københavns Kommune i basisberegningen.
Når alle luftforurenende stoffer inkluderes, er der i følsomhedsberegningen 352 for tidlige dødsfald i Københavns Kommune pga. al luftforurening fra danske og udenlandske kilder. I følsomhedsberegningen, hvor det forudsættes, at alle for tidlige dødsfald kan tillægges BC, bidrager kilder i Københavns Kommune med 83 for tidlige dødsfald, hvilket svarer til 24%, og dermed 76% fra kilder uden for Københavns Kommune.
Følsomhedsanalysen viser således, at hvis dødeligheden for BC er som antaget, vil lokale kilder til BC som vejtransport og brændeovne bidrage mere til dødeligheden, ligesom kilder i Københavns Kommune generelt vil fylde mere for det samlede antal for tidlige dødsfald i forhold til kilder uden for kommunen.
De eksterne omkostninger for langtidseksponering (kronisk død) for kilder indenfor og uden for Københavns Kommune knyttet til PPM2,5 (som her er BC) er 3,5 mia. kr., hvilket skyldes, at der beregnes langt flere for tidlige døde i følsomhedsanalysen. I basisberegningen var de eksterne omkostninger for PPM2,5 kun 0,84 mia. kr.
De eksterne omkostninger i Københavns Kommune pga. de lokale emissionskilder i Københavns Kommune er for PPM2,5 (som her er BC) omkring 0,86 mia. kr. i følsomhedsanalysen, mens det var 0,34 mia. kr. i basisberegningen. For de øvrige stoffer er det det samme som i basisberegningen.
For vejtransport er de eksterne omkostninger omkring dobbelt så høje i følsomhedsberegningen (742 mio. kr.) som i basis (364 mio. kr.). Brændeovne mv. er også lidt større (255 mio. kr.) i følsomhedsanalysen end i basisberegningen (228 mio. kr.).
EVA-systemet er baseret på ”Impact-pathway” kæden, som dækker alle leddene fra udslip af kemiske stoffer fra specifikke kilder, over spredning og kemisk omdannelse i atmosfæren, eksponering af befolkningen, beregning af helbredseffekter, til den økonomiske værdisætning af disse helbredseffekter. De forskellige led i kæden er forbundet med større eller mindre usikkerheder. I kapitel 8 er usikkerhederne diskuteret, og det er vurderet, hvordan de har indflydelse på resultaterne.
En tysk undersøgelse har forsøgt at beregne antal for tidlige dødsfald i Europa som følge af luftforurening, grundlæggende efter de samme principper som i EVA-systemet. Den tyske undersøgelse vurderer, at den samlede usikkerhed formentligt er omkring ±50% (Lelieveld et al., 2019). Det er DCE’s faglige skøn, at den usikkerhed, som er angivet i det tyske studie, er i god overensstemmelse med den usikkerhed, man må regne med i denne type studier gældende for basisberegningen (Hertel et. al., 2019; Ellermann et al., 2020).
Der knytter sig væsentligt større usikkerheder til kvantificering af helbredseffekter for delkomponenter af partikler som fx BC, og kvantificering af helbredseffekter med de anvendte risikoestimater i følsomhedsanalysen må derfor ses som et foreløbigt worst-case (øvre grænse) bud på, hvad effekten af BC alene kunne være. Udfordringen er, at i studierne af dødelighed knyttet til BC, er der benyttet de samme befolkningsgrupper (kohorter) til at koble dødelighed med den totale PM2,5 og med BC alene, men man kan ikke på grundlag af de studier konkludere, at dødeligheden udelukkende kan tilskrives BC. Da koncentrationerne af BC er lavere end koncentrationerne af PM2,5, fås automatisk en højere relativ risiko for BC, sammenlignet med PM2,5. Dette betyder i sig selv ikke, at BC er mere farligt end PM2,5 som helhed. I forskningsprojektet NordicWelfAir, koordineret af Aarhus Universitet, er der p.t. aktiviteter, der retter sig imod at kunne skelne effekten fra de forskellige partikelkomponenter fra hinanden i forhold til dødelighed.
Fremadrettet vil DCE fortsat deltage i forskningsprojekter, der gør det muligt at følge med i de videnskabelige landvindinger i relation til vurdering af helbredseffekterne af luftforureningen, og DCE vil implementere disse i estimering af helbredseffekterne, så snart de er velkonsoliderede og bredt anerkendte, og i det omfang det er praktisk muligt. DCE koordinerer og deltager i et stort antal forskningsprojekter omkring helbredseffekter fra luftforurening i ind- og udland. Fremtidig opdatering af modelsystemet vil så vidt muligt fortsat ske på basis af tæt dialog med de øvrige centrale forskningsinstitutioner på området. Opdateringerne vil ske med passende mellemrum, når der er sket væsentlige fremskridt i forskningen omkring helbredsrelaterede effekter af luftforureningen.
