PUBLICATIE VAN DE HOGE GEZONDHEIDSRAAD nr Gezond op weg De milieueffecten van het verkeer op de gezondheid

PUBLICATIE VAN DE HOGE GEZONDHEIDSRAAD nr. 8603 Gezond op weg De milieueffecten van het verkeer op de gezondheid 4 mei 2011

SAMENVATTING In het kader van zijn economische ontwikkeling zet België zich onder meer in voor zijn logistieke functie als doorvoerland. Transport en mobiliteit staan echter niet los van gezondheid. Dit rapport brengt zowel de positieve als negatieve effecten van transport en mobiliteit op de gezondheid in kaart: luchtverontreiniging, geluid, verkeersongevallen, psychosociale effecten en impact op fysieke activiteit. Naast de gezondheidsrisico’s werd ook stilgestaan bij de huidige emissie- en immissiewaarden van de polluenten en er werd vastgesteld dat België vaak ondermaats scoort in vergelijking met andere buurlanden en de gezondheidsnormen. Aangezien het verband tussen transport en gezondheid wetenschappelijk vast staat, pleit de Hoge Gezondheidsraad voor een betere integratie van de twee domeinen. Een dergelijke integratie steunt op twee pijlers. Enerzijds zijn beleidsbeslissingen over mobiliteit nodig die ervan uitgaan dat transport een wezenlijke invloed heeft op de gezondheid. Anderzijds hoort de beleidsafweging reeds vroeg in de besluitvorming de positieve en negatieve effecten van mobiliteit af te wegen. Het doel is om zo vroeg mogelijk in het proces de negatieve effecten van mobiliteit te voorkomen en de positieve effecten te stimuleren. Integratie heeft zowel een horizontale als een verticale dimensie. Horizontaal brengt men de impact van de aangrenzende beleidsvelden in rekening, zoals economie, tewerkstelling, cultuur, welzijn,… die een afgeleid effect hebben op de mobiliteit. Verticaal brengt men de regelgeving van de ons omringende landen in overeenstemming. Ondanks de moeilijkheden om de effecten op de gezondheid in al haar aspecten te analyseren, zijn geïntegreerde impactanalyses van transport op de gezondheid noodzakelijk om de beleidsvoering aan te sturen. Deze analyses onderzoeken de processen zoals ze in de echte wereld gebeuren, met alle onzekerheden en onderlinge interacties die ze bevatten. Daardoor maken ze het mogelijk om zowel de effecten (zowel positief als negatief) in te schatten, als een aanzet te geven naar de interventies die deze effecten beïnvloeden.

−1− Hoge Gezondheidsraad Zelfbestuursstraat 4 ● 1070 Brussel ● www.hgr-css.be

INHOUDSTAFEL 1.

INLEIDING EN METHODOLOGIE ..........................................................................5

1.1 1.2

Mobiliteit en gezondheid................................................................................................................... 5 Methodologie ..................................................................................................................................... 8

2.

POLLUENTSPECIFIEKE ANALYSE ....................................................................10

2.1

Luchtverontreiniging....................................................................................................................... 10

2.1.1 2.1.2 2.1.3 2.1.4 2.1.5 2.1.6 2.1.7 2.1.8 2.1.9 2.1.10 2.2

Geluid ............................................................................................................................................... 26

2.2.1 2.2.2 2.2.3 2.2.4 2.2.5 2.3

Fijn stof .......................................................................................................................................... 10 Ozon .............................................................................................................................................. 14 Stikstofoxides ................................................................................................................................ 16 Benzeen ........................................................................................................................................ 18 PAK’s ............................................................................................................................................. 19 Geur............................................................................................................................................... 20 Invloed van temperatuur op gezondheidseffecten ........................................................................ 20 De neerslag van luchtpollutie op voeding...................................................................................... 21 Richtlijnen ...................................................................................................................................... 22 Kwetsbare groepen (doelgroepanalyse) ................................................................................... 24

Geluidsmaten ................................................................................................................................ 26 Risico’s voor volksgezondheid ...................................................................................................... 26 Blootstelling ................................................................................................................................... 33 Gezondheidsimpact....................................................................................................................... 33 Beleid............................................................................................................................................. 35

Verkeersongevallen......................................................................................................................... 37

2.3.1 2.3.2

Algemeen ...................................................................................................................................... 37 Aandacht voor zwakke weggebruikers.......................................................................................... 37

2.4 2.5 2.6 2.7

Fysieke activiteit.............................................................................................................................. 40 Leefbaarheid en psychologische gezondheidseffecten.............................................................. 42 Positief effect op de gezondheid ................................................................................................... 44 Gecorreleerde effecten ................................................................................................................... 46

3.

BELEID MET IMPACT OP DE GEZONDHEID......................................................47

3.1 3.2 3.3 3.4

Lucht ................................................................................................................................................. 47 Geluid ............................................................................................................................................... 48 Verkeersongevallen en psychische problemen ........................................................................... 48 Fysieke activiteit.............................................................................................................................. 49

4.

HOE KAN EEN TOEKOMSTIG BELEID GEZONDHEID EN MILIEU BETER INTEGREREN? .....................................................................................................50

4.1

Principes voor een gezonde en duurzame mobiliteit .................................................................. 50

4.1.1 4.1.2 4.1.3 4.1.4

De vervuiler betaalt........................................................................................................................ 50 Het preventiebeginsel.................................................................................................................... 51 Het voorzorgbeginsel..................................................................................................................... 51 Brongerichte maatregelen ............................................................................................................. 51


4.1.5 4.1.6 4.1.7 4.2 4.3

Voorbeelden uit het buitenland...................................................................................................... 52 Aanzet tot geïntegreerde regelgeving ........................................................................................... 53

4.3.1 4.3.2 4.3.3 4.3.4 4.4

Rechtvaardigheidsbeginsel ........................................................................................................... 51 Subsidiariteit- en participatiebeginsel............................................................................................ 52 Besluit ............................................................................................................................................ 52

Gezondheid en mobiliteit als verworven delen van een geheel .................................................... 53 Financiële maatregelen ................................................................................................................. 54 Ruimtelijke ordening en transportplanning .................................................................................... 55 Technologische innovaties om de efficiëntie van het vervoerssysteem te verhogen ................... 56

Aanbeveling tot evaluatie transportbeleid.................................................................................... 57

4.4.1 4.4.2 4.4.3

Moeilijkheden bij de evaluatie van beleid ...................................................................................... 57 Evaluatieinstrumenten ................................................................................................................... 58 Toekomstige ontwikkelingen voor evaluatie beleid ....................................................................... 60

5.

CONCLUSIE EN AANBEVELINGEN ....................................................................62

6.

REFERENTIES......................................................................................................64

7.

AANBEVELINGEN VOOR ONDERZOEK.............................................................78

8.

SAMENSTELLING VAN DE WERKGROEP .........................................................78


AFKORTINGEN EN SYMBOLEN AHA APHEIS BHG CI COPD DALY’s ECO EEA EPA GBI HIA HGR HYENA ICT ICAO ISO LAeq LOAEL NEHAP NOAEL PAK’s PM PTSS THE PEP UFP UNECE WHO

American Heart Association Air pollution and health: a European information system Brussels hoofdstedelijk gewest Confidence interval (Betrouwbaarheidsinterval) Chronic Obstructive Pulmonary Disease (Chronische obstructieve pulmonaire ziekte) Disability adjusted life years Exposure concentration obligation European Environment Agency Environmental Protection Agency Gemiddelde blootstellingsindicator Health impact assessment Hoge Gezondheidsraad Hypertension and exposure to noise near airports Informatie- en communicatietechnologie International Civil Aviation Organization International Organization for Standardization Equivalent continuous A-weighted sound pressure level [dB] Lowest observed adverse effect level National Environment and Health Action Plan No observed adverse effect level Polycyclische aromatische koolwaterstoffen Particulate matter (Moleculaire gewicht) Posttraumatische stress-stoornis Transport health and environment pan-European programme Ultrafijne partikels United Nations Economic Commission for Europe World Health Organization


1. INLEIDING EN METHODOLOGIE Mobiliteit is één van de pijlers van de globaliserende wereldeconomie; zonder luchtvaart, vervoer over de weg en scheepvaart komt deze tot stilstand. Daarnaast heeft mobiliteit ook een sociale functie met woon-werkverkeer, recreatieve verplaatsingen en reizen als voorbeelden. Het merendeel van dit vervoer, zeker het professionele, is gemotoriseerd en is zonder energiebronnen onmogelijk. Vooral fossiele brandstoffen, in het bijzonder olieproducten, dienen als energiebron voor de motoren van de vervoermiddelen. In toenemende mate worden daaraan zogeheten biobrandstoffen, verkregen uit gewassen toegevoegd, bijvoorbeeld in de vorm van alcohol. Gebruik van alternatieve energiedragers, zoals waterstof of in brandstofcellen of accu´s opgewekte elektriciteit, waardoor het toepassen van duurzaam opgewekte energie mogelijk wordt, bevindt zich nog in een ontwikkelingsstadium of in pril stadium van marktintroductie (accugevoede vervoermiddelen). Eind 2009 besliste de HGR om op eigen initiatief een advies op te stellen over de effecten van mobiliteit op de mens en de omgeving. Daarbij ligt het accent op lokale, regionale en nationale gevolgen van gemotoriseerd verkeer via luchtverontreiniging, geluidoverlast en ongevallen. Maar ook psychologische effecten en de gevolgen van te weinig bewegen worden behandeld. Het advies besluit met een pleidooi voor een geïntegreerde benadering van de mobiliteitsproblematiek. Dat voorkomt dat deelproblemen worden opgelost, maar tegelijkertijd andere ontstaan. Zo’n benadering past in het door de overheid geaccepteerde streven naar een duurzame samenleving.

1.1 Mobiliteit en gezondheid Mobiliteit is in principe gemakkelijk te omschrijven. Het zijn de verplaatsingen van mensen en goederen van de ene naar de andere locatie. Een groot deel van deze verplaatsingen gebeurt met gemotoriseerde vervoermiddelen. Naar verwachting zal de gemotoriseerde mobiliteit in de komende jaren in de EU, maar ook elders, stijgen (EEA, 2010). In Figuur 1 en Figuur 2 staan de prognoses van het Europees Milieuagentschap voor respectievelijk de vraag naar personen- en vrachtvervoer. 10000 9000 8000

Binnenvaart

7000 Vliegen

6000 5000

Spoor

4000 3000

Privé‐auto, ‐ motorfiets

2000

Openbaar wegvervoer

1000 0 1990 1995 2000 2005 2010 2015 2020 2025 2030 Jaar

Figuur 1. Vraag naar personenvervoer in de EU in 109 persoonskilometer (EEA, 2010).


4000 3500 3000 2500 2000

Binnenvaart

1500 Spoor

1000

Weg

500 0 1990 1995 2000 2005 2010 2015 2020 2025 2030 Jaar

Figuur 2. Vraag naar goederenvervoer in de EU in 109 ton × kilometer (EEA, 2010).

In dichtbevolkte landen zoals België lijkt er afgelopen jaren er een zekere stabilisatie plaats te vinden van het lokale, regionale en nationale personenvervoer. Figuur 3 duidt aan dat de afstand uitgedrukt in reizigerskilometer voor gemotoriseerde voertuigen de laatste jaren stagneert. De auto blijft hierbij duidelijk favoriet, maar zoals blijkt uit cijfers over woon-werkverkeer uit 2008 van de FOD Mobiliteit en Vervoer (2010) neemt de laatste jaren het belang geleidelijk af.

Figuur 3. Aantal reizigerskilometer afgelegd per voertuigcategorie op het Belgisch grondgebied in 2008 – (miljoen reizigerskilometer) (FOD Mobiliteit en Vervoer, 2010).

In België gebruikte 64,0 % van de werknemers in 2008 de wagen, met respectievelijk 67,1 %, 76,1 % en 40,8 % van de in Vlaanderen, Wallonië en Brussel tewerkgestelde werknemers. Het percentage carpooling is 4,0 % zodat 68,0 % de wagen gebruikt om naar het werk te gaan. Van 2005 tot 2008 werd een beperkte daling in het autogebruik waargenomen van ca -2,1 % (1,6 % zonder carpooling). Deze daling was in Wallonië en vooral in Brussel meer uitgesproken dan in Vlaanderen. Deze daling was ten voordele van andere transportmodi, zoals de trein (+ 1,0 %), het overige openbaar vervoer (+ 0,5 %) en de fiets (+ 0,5 %). Het gebruik van de fiets in woon- werkverplaatsingen is vooral een Vlaams gegeven met 12,9 %; Wallonië en het Brussels Hoofdstedelijk Gewest (BHG) halen elk 1,5 %. Het stappen vertegenwoordigt in België 2,2 % van de woon- werkverplaatsingen.


Mobiliteit mag dan redelijk goed omschreven en in kaart te brengen zijn, met gezondheid is dat minder het geval. Dat komt omdat gezondheid een begrip is dat sterk cultureel bepaald is. Daarbij komt dat opvattingen over ‘goede gezondheid’ niet alleen van groep tot groep en in historisch perspectief verschillen, maar ook van individu tot individu. Ook is de grens tussen gezondheid en welbevinden onduidelijk: volgens sommige opvattingen over gezondheid bestaat die grens niet (Cameron et al., 2008; WHO, 2006a). Dit advies gaat niet in op deze discussie maar zal de invloed op gezondheid en welbevinden steeds zo duidelijk mogelijk omschrijven. Daarbij wordt de benadering van de Canadese minister Lalonde van de relatie tussen omgeving en gezondheid als startpunt gekozen (Laframboise, 1973; Lalonde, 1974). Figuur 4 geeft aan dat gezondheid (en welbevinden) beïnvloed wordt door een samenspel van determinanten van de fysische omgeving, de sociale omgeving, leefstijl en gedrag en afhankelijk is van de genetische en verworven factoren van het individu. Daarbij spelen het gezondheidszorgsysteem en de verdere maatschappelijke voorzieningen uiteraard ook een rol.

Determinanten: • Fysieke omgeving • Sociale omgeving • Leefstijl en gedrag

Verwerking door het organisme Erfelijke en verworven kenmerken

Gezondheid en welbevinden

Zorg en preventie Demografische, sociale, culturele, economische en technologische processen in de samenleving Figuur 4. Conceptueel schema van de relatie tussen omgeving en gezondheid. Ontleend aan Nederlandse Gezondheidsraad (Gezondheidsraad, 1999).

Het gezondheidsconcept van Figuur 4 maakt duidelijk dat mobiliteit inwerkt op de gezondheid. Mobiliteit beïnvloedt de fysische omgeving (bijvoorbeeld emissies en infrastructuur), de sociale omgeving (arbeid, recreatie) en gedrag en leefstijl (auto of fiets, internetaankoop of lokale winkel). Die veranderingen kunnen weer van invloed zijn op verworven en erfelijke factoren. Uit deze onvolledige opsomming van voorbeelden is het duidelijk dat de invloed van mobiliteit op de gezondheid zowel positief als negatief kan zijn. Een tweede consequentie van deze zienswijze is dat de relevante vraag niet is of mobiliteit de gezondheid beïnvloedt, maar hoe en in welke mate. Mobiliteit speelt zowel lokaal als op wereldschaal. De raad beperkt zich tot het lokale, regionale en nationale niveau. Daarbij wordt wel rekening gehouden met grensoverschrijdende invloeden, zowel bij het beschrijven van de relaties tussen omgeving en gezondheid als bij mogelijke beleidsmaatregelen. In dit rapport bespreekt de Raad de diverse invloeden, uitgaande van een determinant- of factorgewijze analyse (dus de linkerzijde van Figuur 4 wordt als beginpunt gekozen). Daarbij wordt niet uit het oog verloren dat de afzonderlijke factoren interfereren met de deelfactoren en dat dus maatregelen getroffen moeten worden om negatieve invloeden tegen te gaan en positieve te bevorderen. In Figuur 5 is een schema afgebeeld waarbij de pistes gevolgd kunnen worden vertrekkende bij de mobiliteit tot de gevolgen hiervan voor de gezondheid. Ter verduidelijking twee voorbeelden:


autoverkeer vereist een wegstructuur (effect op de fysieke omgeving), dat leidt tot het minder toegankelijk zijn van parken en voorzieningen en vervolgens tot stress of een verminderde mogelijkheid tot stressreductie. Een tweede voorbeeld: woon-werktrajecten per fiets (actieve leefstijl) dragen bij tot een gezonde lichaamsbouw (minder obesitas en diabetes), maar mogelijk ook tot meer blootstelling aan luchtverontreiniging met een nadelige invloed op de gezondheid via hart- en vaatziekten of longaandoeningen. Emissies lucht Inademing & ingestie Auto Trein/tram/metro Vliegtuig Schip

Emissies geluid Slaapverstoring Kinetische energie

Blootstelling geluid Allergieën

Inrichting ruimte

Ongevallen

Motor/bromfiets Gemotoriseerd

Cultuur & recreatie

Toegankelijkheid

Sociale contacten

Longziekten Suikerziekte

Ervaring en educatie

Fiets Te voet

Handicaps Hart‐ en vaatziekten

Mobiliteit Niet gemotoriseerd

Hinder & stress

Obesitas Bewegen / zittend

Opname en ervaring Post‐traum. stress Gevarieerde voeding Figuur 5. Schema voor de analyse van paden van mobiliteit naar gezondheidsgevolgen. De tweede kolom komt overeen met het linkerblok van Figuur 4 (van boven naar beneden: fysieke omgeving, sociale omgeving en leefstijl en gedrag) (GR, 1999).

Op deze wijze wil de raad een samenhangend beeld schetsen van de complexe relatie tussen mobiliteit en gezondheid en vervolgens aanknopingspunten aangeven voor gezondheidsbeschermende en -bevorderende beleidsmaatregelen.

1.2 Methodologie Binnen de beleidsreflectiegroep “chemische agentia” werd er een ad- hocwerkgroep opgericht, met deskundigen in de volgende disciplines: transport en mobiliteit, toxicologie, blootstelling, cardiologie, risk en impact assessment, geluid... Het advies geeft een overzicht van de huidige literatuur, met nadruk op de volksgezondheid. De werkgroep heeft zich gebaseerd op overzichtspublicaties van wetenschappelijke literatuur, zoals die door instanties als de Wereldgezondheidsorganisatie en andere adviesinstanties zijn gepubliceerd. Waar zij dat nuttig en nodig achtte, is de oorspronkelijke literatuur geraadpleegd. Dit leidde tot een consensusadvies over de beschikbare wetenschappelijke kennis. Een vergelijking van de verschillende beleidsopties en/of –mogelijkheden ter zake viel buiten het bereik van dit advies. De recente Environmental Burden of Disease-studie in Europa heeft een rangschikking van milieustressoren gemaakt op basis van hun gezondheidsimpact en bewijslast (WHO, 2010). Deze rangschikking werd afgeleid uit een studie uitgevoerd in zes landen, waaronder België en geeft de prioriteiten weer voor de aanpak van milieustressoren. Veel van de geïdentificeerde −8− Hoge Gezondheidsraad Zelfbestuursstraat 4 ● 1070 Brussel ● www.hgr-css.be

milieustressoren in de studie hangen samen met het gemotoriseerd verkeer en vormen daarom het vertrekpunt voor de beschrijving van de verschillende polluenten in hoofdstuk 2. Uit de ranking op basis van geschatte ziektelast blijkt dat fijn stof de hoogste prioriteit wegdraagt. Ozon, geluid en benzeen volgen respectievelijk. Hoofdstuk 2 begint daarom met een analyse van de luchtverontreinigende stoffen, waar naast fijn stof en ozon, ook NOX wordt behandeld, hoewel het belang daarvan niet zozeer afkomstig is van de eigen toxiciteit, maar wel van zijn rol als ozon- en fijnstofprecursor of merker voor andere verkeersgerelateerde emissies. Daarnaast worden ook de polycyclische aromatische koolwaterstoffen, of kortweg PAK’s, besproken, alsook de effecten van geur en temperatuur met betrekking tot luchtverontreiniging. De effecten van geluid worden vervolgens besproken, gevolgd door de impact van verkeersongevallen en de fysieke activiteit. De polluentspecifieke analyse wordt afgesloten met de effecten op de leefbaarheid en de psychologie. Hoofdstuk 3 geeft kort aan waar het huidige beleid met betrekking tot mobiliteit en gezondheid, zich op richt. Dit hoofdstuk vormt de aanzet voor hoofdstuk 4 waarin gekeken wordt hoe een toekomstig beleid gezondheid en milieu beter kan integreren. Tabel 1. Ranking van geselecteerde milieustressoren volgens WHO (2010). Sterkte bewijslast

Gezondheidsimpact

Hoog Hoog

Fijn stof

Medium

Passief roken

Laag

Benzeen

Medium

Laag

Geluid Ozon Lood

Dioxines Formaldehyde


2. POLLUENTSPECIFIEKE ANALYSE 2.1 Luchtverontreiniging De verschillende uitgestoten luchtpolluenten worden hieronder apart behandeld. Toch is nog steeds niet helemaal duidelijk wat de precieze impact is van de afzonderlijke stoffen in de verontreinigde lucht. Ondanks deze onzekerheid bestaat er wel eensgezindheid dat het geheel van de emissies door voertuigen een negatieve impact heeft op de gezondheid. Zo concludeerde het Amerikaanse Health Effects Institute onlangs in een overzichtspublicatie (HEI, 2009) dat er een negatieve invloed van wegverkeer op de menselijke gezondheid bestaat. Het verband tussen cardiovasculaire aandoeningen en mortaliteit met transportemissies werd als causaal gezien. Ook voor het verergeren van astmaklachten werd een causaal verband aanvaard. Voor andere respiratoire klachten was volgens de auteurs de huidige bewijslast echter nog te beperkt om de waargenomen gezondheidseffecten van luchtverontreiniging specifiek aan verkeersbronnen te kunnen toeschrijven. Er werd daarom geijverd voor verder onderzoek. Tegelijkertijd scoort België niet goed in de aanpak van deze polluenten en is België recent door Europa voor het Europees Hof van Justitie gebracht doordat het niet kon voldoen aan de Europese fijnstofnorm te behalen. Ook wijst de Commissie erop dat ons land de nationale uitstootplafonds voor stikstofoxides zal overschrijden, onder meer door de verdieseling van het Belgische wagenpark. 2.1.1

Fijn stof

A] Risico’s voor volksgezondheid Fijn stof is een mengeling van vaste en gasvormige deeltjes, met uiteenlopende fysieke en chemische eigenschappen. De samenstelling van fijn stof hangt af van de verschillende bronnen in de buurt en hun bijdrage tot de uiteindelijke concentratie. Fijn stof bestaat uit deeltjes van uiteenlopende grootte. Daarop zijn grootheden voor het meten van fijnstofconcentraties gebaseerd: PM10 (fijn stof met een aerodynamische diameter kleiner dan 10 µm), PM2,5 (kleiner dan 2,5 µm) en de ultrafijne fractie PM0,1 (kleiner dan 0,1 µm). Verder kunnen primaire deeltjes (zoals ze uitgestoten worden) en secundaire deeltjes (zoals ze gevormd worden in atmosfeer) worden onderscheiden. Cijfers voor Vlaanderen geven aan dat transport in grote mate bijdraagt aan de concentratie van primaire deeltjes, in vergelijking tot de bijdrage tot de totale fijnstofconcentraties. Voor Vlaanderen zou dit tot 30 % van de primaire PM2,5-concentraties en voor 24 % van de primaire PM10-concentraties bedragen (Dumont et al., 2005). Een Engelse studie (Douglas et al., 2007) geeft aan dat transport voor 50 % verantwoordelijk is voor de uitstoot van primair PM0,1. Vooral ontploffingsmotoren zijn een belangrijke bron van ultrafijn stof. Voor de gezondheidseffecten zijn vooral deze primaire stofdeeltjes van belang (Brunekreef & Forsberg, 2005; Eastwood, 2008; Hurley et al., 2005; WHO, 2007). Zo lijken de primaire ultrafijne stofdeeltjes een grotere toxiciteit te bezitten dan secundaire deeltjes (Dybing & Totlandsdal, 2004). Het oxiderend potentieel - de kracht om het afweersysteem in de longen uit te putten - van deze primaire stofdeeltjes, zou hoger en gevaarlijker zijn dan secundaire samengestelde deeltjes (WHO, 2007; HEI, 2009). Afhankelijk van hun grootte kunnen ze dieper in de longen binnendringen en een rol spelen bij verschillende gezondheidseffecten, gaande van astma, chronisch obstructief longlijden (COPD – Chronic Obstructive Pulmonary Disease) en andere respiratoire aandoeningen tot cardiovasculaire problemen door stofdeeltjes die in de bloedbaan terechtkomen (Pope & Dockery, 2006). Onderzoek toonde aan dat de allerkleinste deeltjes in de bloedbaan binnendringen zowel bij proefdieren als bij de mens (Nemmar et al., 2001; Nemmar et al., 2002). Zowel de review van het HEI (2009) als de recente update van het statement van de American Heart Association – AHA (Brook et al. 2010) bevestigen het effect op cardiovasculaire aandoeningen. Maar beide publicaties geven meteen ook aan dat epidemiologische studies nog niet de werkelijke impact van de verschillende polluenten (ozon, NOX) of de relatie met andere

− 10 − Hoge Gezondheidsraad Zelfbestuursstraat 4 ● 1070 Brussel ● www.hgr-css.be

risico’s (zoals geluid) hebben kunnen ontrafelen. De reviews doen daarom geen uitspraak over het precieze effect van verkeersgerelateerd fijn stof op cardiovasculaire aandoeningen. Fijn stof is ook een uitstekend transportmiddel om toxische stoffen in de longen te brengen, wat kan leiden tot allerhande longaandoeningen, waaronder longkanker. Deze stoffen omvatten onder meer PAK’s, zware metalen, reactieve gassen, zwavelzuur… elk met specifieke schadelijke effecten op de gezondheid (Deutsch et al., 2006). PAK’s (zie ook 2.1.5) ontstaan tijdens de verbranding in de motoren, terwijl metalen afkomstig zijn van autokatalysatoren. Vooral dieselemissies hebben een groot aandeel PAK’s en metalen, door de voornamelijk ultrafijne partikels (UFP) die ze uitstoten (De Kok et al., 2006). Meer dan 90 % van de concentraties in dieseluitstoot bestaan uit partikels kleiner dan 0,5 nm, (Kittelson et al., 2000). Bovenstaande gegevens wijzen erop dat blootstelling aan fijn en vooral ultrafijn stof uitgestoten door het verkeer mogelijk een groter risico met zich brengt dan tot hiertoe, op basis van meer algemene studies inzake fijn stof, geschat. De gezondheidseffecten en de causale verbanden voor deze effecten door blootstelling aan UFP werden onlangs door een expertenpanel besproken (Knol et al., 2009). Hoewel UFP slechts weinig bijdraagt aan de PM massa is het toch niet ondenkbaar dat het risico verbonden aan fijn stof, gedefinieerd op basis van PM10- of PM2,5metingen, in feite deels te wijten kan zijn is aan de ultrafijn stof component (Brook et al, 2010). Dit zou kunnen impliceren dat het risico verbonden aan ultrafijn stof onderschat wordt omdat het "verdund" is in klassieke fijnstofmetingen. Het rechtstreekse verband tussen verkeersemissies en de acute effecten op de volksgezondheid is met epidemiologisch onderzoek moeilijk te vatten. De meeste studies onderzoeken het effect van algemene luchtvervuiling op gezondheid (gemeten in algemene concentraties PM10, PM2,5…). Toch worden ook hier aanwijzigen gevonden dat verkeersemissies een invloed hebben op de gezondheid. Zo werd in de studie van Le Tertre et al. (2002) gevonden dat het verband van fijn stof met cardiovasculaire ziekenhuisopnames in combinatie met andere polluenten wees in de richting van verkeersemissies. Dit door de correlatie met concentraties NO2 en CO, stoffen die voornamelijk door transport worden uitgestoten. Recent is binnen het APHEIS-netwerk (Air Pollution and Health: A European Information System) op basis van metingen in 29 Europese steden (Analitis et al., 2006) de verhoogde kans op sterfte bevestigd; de extra sterfte bedroeg 0,58 % (95 % CI: 0,21 - 0,95 %) ten gevolge van respiratoire aandoeningen en 0,76 % (95 % CI: 0,47 - 1,05 %) ten gevolge van cardiovasculaire aandoeningen voor elke stijging van 10 μg/m3 in de blootstelling aan PM10 Voor PM2,5 wordt verwezen naar de Amerikaanse cohortstudie van Pope et al. (2002) die het verhoogd risico op algemene sterfte ten gevolge van lange termijn blootstelling per 10 μg/m3 vastlegt op 0,6 % (95 % CI: 0,2 - 1,1 %). Een gelijkaardige waarde werd gevonden in een recent cohort onderzoek in Nederland door Brunekreef et al. (2009). Daarenboven werd een daling van 10 µg/m3 PM2,5-concentratie ook verbonden met een geschatte stijging van de levensverwachting met 0,61 jaar (CI: 0,41 - 0,81) (Pope et al, 2009). In diezelfde studie werd het relatieve belang van de daling van de luchtverontreiniging geschat op 15 % in de algemene stijging in levensverwachting. Voor UFP is het nog te vroeg om een epidemiologische waarde voor de gezondheid vast te stellen. Een expert panel heeft wel een tentatieve waarde afgeleid van 0,30 % (range tussen 0,1 en 1,2 %) daling in de totale sterfte per daling van 1.000 partikels/cm3 in ultrafijnstofconcentraties (Hoek et al., 2010a).


B] Blootstelling De totale deeltjesuitstoot van het vervoer daalde over de periode 2000-2007 met 19 %. Dat is echter minder dan de daling met 28 % van de totale deeltjesuitstoot in België. Het aandeel van vervoer in de totale deeltjesuitstoot groeide aan tot 28 % in 2007. Vooruitzichten tonen een verdere daling van de deeltjesuitstoot over de periode 2005-2030. De daling zou liggen tussen 63 - 71 %. (Hoornaert, 2009)

Figuur 7. Uitstoot van PM2,5 door de vervoersector, opgesplitst naar subsector – kton (Hoornaert, 2009).

Figuur 6. Uitstoot van PM10 door de vervoersector, opgesplitst naar subsector – kton (Hoornaert, 2009).

Figuur 6 en Figuur 7 geven een overzicht van de uitstoot door de vervoersector in België voor respectievelijk PM10 en PM2,5 (CLRTAP, 2009). De tendensen zijn voor beide grootteorden quasi identiek, behalve het grotere aandeel van slijtagedeeltjes bij PM10. Het aandeel van het spoor- en het watertransport blijft door de jaren heen rond dezelfde waarde hangen. Emissiewaarden van stofdeeltjes voor luchtverkeer zijn niet opgenomen in de figuren, maar algemeen wordt vastgesteld dat de niveaus van luchtverontreiniging rond grote luchthavens overeenkomen met die in stedelijke gebieden (Amato et al., 2010; Gezondheidsraad, 1999). Dit komt omdat de niveaus van luchtverontreiniging rond grote luchthavens vooral hun oorzaak vinden in uitstoot door het wegverkeer (Gezondheidsraad, 1999). Met betrekking tot UFP is het belangrijk dat de concentratie uitgestoten deeltjes zeer sterk afneemt met de afstand tot de bron, namelijk een halvering van de concentratie op 100 m van de weg waarop het emitterend verkeer plaats heeft en waarden vergelijkbaar met achtergrondconcentraties bij 300m (Zhu et al., 2006). Blijkbaar ondergaan deze ultrafijne partikels zeer snel een aggregatie tot grotere partikels. Daar waar de concentraties PM10 vrij uniform zijn over grote geografische gebieden, bijvoorbeeld in Vlaanderen, bleken verschillen in de concentraties van partikels tussen de 3 en de 800 nm vrij uitgesproken te zijn tussen een plaats representatief voor een stedelijke achtergrond (13.000/cm3) en een straatcanyon (26.000/cm3) (Tuch et al., 2006). In Vlaanderen en Brussel meet men in de stedelijke achtergrond concentraties van ultrafijne partikels van de grootteorde van 20.000 of 30.000 partikels/cm3, terwijl in straatcanyons concentraties van 100.000 partikels/cm3 gemeten werden. In landelijke gemeentes liggen de waarden eerder rond 10.000 partikels/cm3 (Int Panis et al. 2010a).


Ondank het belang van ultrafijn stof voor de effecten op de gezondheid, bestaan er nog geen uitgebreide metingen voor deze stoffractie en ook geen richtlijnen. De meeste metingen van fijn stof betreffen dan nog steeds PM10 en PM2,5. Een groot deel van de PM10-concentraties in steden en straten kan toegewezen worden aan stof afkomstig uit het buitenland: zo’n 70 - 80 % van de PM10-concentraties. Bovenop de buitenlandse bijdrage komen de regionale, stedelijke en de lokale bijdrage in de straat. Vooral deze laatste wordt bepaald door het verkeer. Tabel 2 geeft een overzicht van de PM10 concentratiewaarden in België. Indien gekeken wordt naar de jaargemiddelde concentraties, blijkt dat België naar verwachting de waarde van 40 μg/m3 bepaald in de Europese richtlijn (2008/50/EC) in 2010 zal overschrijden en dat ook het maximum aantal toegelaten overschrijdingen nog steeds te hoog zal zijn in 2015. Het PM10- jaargemiddelde voor Brussel ligt hoger dan die voor de rest van het land en wordt daarom apart vermeld. Tabel 2. Voorspelling van PM10-concentraties in België (Fierens et al., 2006a). Bijkomende Achtergrond PM10 vervuiling in jaargemiddelde in nauwe drukke binnenstad Brussel straten (μg/m3) (μg/m3)

Aantal dagen waarop de Jaargemiddelde dagelijkse PM10 waarde in nauwe drukke wordt overschreden in straten nauwe/drukke straten (µg/m³) (dagen)

Jaar

Achtergrond PM10 jaargemiddelde in grote steden (μg/m3)

2005

30 -35

32,5-40

10

40 -45

73 - 94

2010

27,5 – 32,5

30-35

10

37,.5 -42,5

62 - 83

2015

25 - 30

30-32,5

5

30 - 35

31 - 52

3

Aantal dagen waarop de daglimiet van 50 μg/m mag overschreden worden is 35. 3 Grenswaarde jaargemiddelde is 40 μg/m .

Tabel 3 geeft een overzicht van de PM2,5 concentraties tot 2015. Hieruit blijkt dat de achtergrondconcentratie in de meeste grote steden zal voldoen aan de richtlijn (2008/50/EC), met uitzondering van drukke straten. In 2015 zal echter ook daar de grenswaarde van 25 μg/m3 niet meer overschreden worden (Fierens et al., 2006a). Tabel 3. Voorspelling PM2,5- concentraties in België (Fierens et al., 2006a). Jaar

Achtergrond PM2,5 jaargemiddelde Bijkomende vervuiling in drukke Jaargemiddelde in drukke nauwe 3 3 3 nauwe straten (μg/m ) straten (μg/m ) in grote steden (μg/m )

2005

22,5 -25

8

30,5 - 33

2010

17,5 – 22,5

8

25,5 – 30,5

2015

15 - 20

4

19 - 24 3

Grenswaarde voor jaargemiddelde PM2,5 is vastgelegd op 25 μg/m (2008/50/EC)

C] Gezondheidsimpact In het algemeen neemt men aan dat zwevend stof, zeker in dicht bevolkte gebieden, een zeer belangrijke milieufactor is met impact op de gezondheid. Een Belgische studie uit 2008 (Remy & Nawrot, 2008) heeft op basis van cijfers van 2004 de gezondheidslast van blootstelling aan PM10 berekend voor Brussel, Luik en Antwerpen. De gegevens voor de langetermijnblootstelling maken het mogelijk te berekenen dat bij een vermindering van de jaargemiddeldes van PM10 naar 20 μg/m3 in elk van de steden tussen de 40 en 75 vroegtijdige sterftes per 100.000 inwoners vermeden zouden worden. Uit een studie ten behoeve van het Milieurapport Vlaanderen (2006) blijkt dat de gemiddelde jaarlijkse vroegtijdige sterfte door dagelijkse blootstelling aan PM10 in de periode 1997-2004, 650 personen betreft in Vlaanderen. Voor Vlaanderen zijn ook de gezondheidseffecten berekend in DALY’s (disability adjusted life years). Het totaal aantal DALY’s voor 2004 werd geschat op ruim 22.000 door PM10 en PM2,5 ofwel bijna 70 % van alle DALY’s ten gevolge van milieubelasting (waarin andere vormen van luchtverontreining, huidkanker door UV straling en geluid, maar niet de verkeersongevallen, waren opgenomen) (VMM, 2005).


In een Europese vergelijking heeft het Europees Milieuagentschap (EEA, 2009a) het aantal vroegtijdige sterftes door blootstelling aan PM10 berekend voor alle lidstaten. België scoort hiermee slecht in vergelijking met andere (West -) Europese landen (Figuur 8).

Figuur 8. Berekend aantal vroegtijdige sterftes per miljoen inwoners door blootstelling aan PM10 in 2005 (EEA, 2009a).

2.1.2

Ozon

A] Risico’s voor volksgezondheid Ozon wordt in de lucht gevormd door reacties van andere uitgestoten stoffen (precursoren) zoals NOX (stikstofoxiden) en vluchtige organische stoffen (VOS), beide heel sterk gerelateerd aan transport. Ozon is een hoogst reactief gas, waardoor het bij inademing op korte termijn de werking van de longen en luchtwegen beperkt (WHO, 2006b). Het leidt tot ontstekingen in de volledige luchtwegen, gaande van de neusholte tot de longblaasjes. Deze ontstekingsreacties kunnen tot enkele dagen na de blootstelling aanwezig blijven. Bij personen die al lijden aan respiratoire aandoeningen, zoals astma, kan een verhoogde blootstelling aan ozon ziekenhuisopname tot gevolg hebben. Andere symptomen ten gevolge van blootstelling aan ozon zijn het piepen van de longen, hoest, beklemmend gevoel in de borstkas en astmasymptomen.


De hoge reactiviteit van ozon leidt ook tot productie van vrije radicalen, waardoor mutagene effecten werden waargenomen bij in vitro-experimenten. Vrij lage ozonconcentraties (tussen de 60 en 120 ng.g-1) blijken geassocieerd te zijn met meer breuken in DNA en met hogere 8oxoguanineconcentraties (Cheng et al., 2003). Daarenboven bleken ozonconcentraties in de voorafgaande 60 tot 90 dagen positief gecorreleerd te zijn met DNA-schade gemeten door de Comettest (Palli et al., 2009). In een groep jonge gezonde personen bleek blootstelling aan ozon in de omgevingslucht geassocieerd te zijn met een significante stijging in de micronucleusfrequentie in cellen van de mondholte (een stijging van 39 % na het doorbrengen van een zomer in Los Angeles waar de ozon concentraties hoog zijn) (Chen et al., 2006). In een ander onderzoek werd een positieve associatie gevonden tussen DNA-adducten in leukocyten en ozonconcentraties: bij niet-rokers bleek het al dan niet hebben van longkanker samen te hangen met de vorming van DNAadducten (Peluso et al. 2005). Palli et al. (2004) vonden een significante correlatie tussen omvangrijke DNA-adducten en ozonconcentraties, wat erop zou wijzen dat hogere ozonconcentraties aanleiding geven tot hogere concentraties van fotochemische reactieproducten die dan aanleiding geven tot DNA-adducten. Aangezien verhoogde ozonconcentraties voornamelijk tijdens de zomer optreden, zijn de (acute) gezondheidseffecten ook beperkt tot de warmere maanden. Bij waarnemingen in de maanden juni-juli-augustus, werd vooral voor de respiratoire effecten een sterk verband gezien, namelijk een verhoogde sterfte van 3,35 % (95 % CI 1,90 - 4,83 %) tot 3 weken na een verhoging van het maximum dagelijks gemiddelde over 8 uur met 10 µg/m3 (Samoli et al., 2009). Het verband met chronische aandoeningen is niet heel duidelijk, maar ontstekingsreacties in de kleinere luchtwegen en longblaasjes kunnen afhankelijk van de concentraties en de duur leiden tot onomkeerbare veranderingen in de longen en dus longziektes verergeren (WHO, 2008). Het relatieve risico van overlijden tengevolge van ziekten van het ademhalingsstelsel verbonden aan een verhoging van de over een kwartaal gemiddelde dagelijkse maximum ozonconcentratie (1uurswaarde) met 100 ng.g-1 bedroeg 1,040 (95 % CI: 1,010 - 1,067). (Jerret et al., 2009). Ook zijn er een aantal epidemiologische studies die erop wijzen dat een meer intense blootstelling aan ozon gepaard gaat met een verhoging van het risico op longkanker. Inflammatie zal op zichzelf tumorpromoverend werken, o.a. via een verhoogde oxidatieve stress. Beeson et al. (1998) vonden in California een stijging van het relatief risico op longkanker bij mannen: de interkwartiele stijging van 100 ng.g-1 ozon was geassocieerd aan een relatief risico van 3,56 (95 % CI: 1,35 - 9,42 %). Ook Abbey et al. (1999) vonden een verband met longkanker bij mannen met een relatief risico van 4,19 (95 % CI: 1,81 - 9,69) voor een interkwartiel verschil van 551 uur per jaar met ozon waarden boven de 100 ng.g-1 B] Blootstelling Ozon is vooral een probleem op warme zonnige dagen. In 2008 bleven de concentraties over het algemeen onder de waarschuwingsdrempel van 180 μg/m3 en de alarmdrempel van 240 μg/m3 (IRCELINE, 2009). Een onderzoek uitgevoerd door het Europees Milieuagentschap (EEA, 2009a) schatte het populatiegewogen gemiddelde 1 in België van de 26ste hoogste waarde voor de ozonconcentratie 2 op 104,1 μg/m3 in 2005. Dit is onder de Europese drempelwaarde 3 van 120 μg/m3 (die 25 keer overschreden mag worden), door het eerder gematigde klimaat. Hiermee scoort België voor de gezondheidslast door ozon relatief goed tegenover de andere staten (Figuur 9).

1

Populatiegewogen gemiddelde: gemiddelde blootstelling voor een populatie, waarbij de concentraties gewogen worden door het aantal personen dat in dat gebied woont. 2 Dit is een door de EU voorgeschreven maat voor de ozonconcentratie. 3 Volgens EU richtlijn 2008/50/EG mag voor de bescherming van de gezondheid van de mens de hoogste 8-uurgemiddelde ozonconcentratie van een dag, de streefwaarde van 120 µg/m3 niet meer dan 25 maal per kalenderjaar (gemiddelde over 3 jaar) overschrijden.


Figuur 9. Aantal vroegtijdige overlijdens per miljoen inwoners ten gevolge van ozon (2005) (EEA, 2009).

C] Gezondheidsimpact Hoge troposferische ozonwaarden beschouwt men algemeen als een milieufactor met een belangrijke invloed op de volksgezondheid. In Vlaanderen sterven op dagen met een ozonconcentratie hoger dan 90 µg/m³ en een temperatuur boven 16 °C gemiddeld 3 tot 4 personen vroegtijdig. In de periode 1997-2003 stierven er zo vroegtijdig gemiddeld rond de 120 personen per jaar door hoge ozonconcentraties (Van Zeebroeck & Nawrot, 2008). Het aantal DALY’s werd berekend voor Vlaanderen op iets minder dan 800 in 2004 ofwel een kleine 2,5 % van de totale milieugezondheidslast (waarin andere vormen van luchtverontreining, huidkanker door UV straling en geluid, maar niet de verkeersongevallen waren opgenomen) (VMM, 2005). 2.1.3

Stikstofoxides

A] Risico’s voor volksgezondheid NOX (zowel NO als NO2) zijn belangrijk bij het vormen van zowel (secundair) fijn stof als ozon. Verbrandingsprocessen in motoren produceren voornamelijk NO, maar wanneer dit in contact komt met zuurstof of ozon, wordt dit binnen enkele minuten hoofdzakelijk omgezet in NO2. NO2 heeft een langere levensduur en is ook een ozonprecursor (Fierens, 2008). NO2 is een oxiderend gas dat irritatie aan de luchtwegen kan veroorzaken. Het hoofdeffect van NO2 bij blootstelling is de bronchiale reactiviteit, gewoonlijk bij concentraties vanaf 1800 µg/m3 bij gezonde individuen en 200–500 µg/m3 bij patiënten met astma of chronische obstructieve pulmonaire ziekte (COPD) (Samoli et al., 2006). Langetermijnblootstelling aan NO2 kan dus een milde ontsteking van de luchtwegen tot gevolg hebben, wat weer leidt tot ergere symptomen bij astmapatiënten (WHO, 2006b). Epidemiologisch werd een verhoging van respiratoire en cardiovasculaire sterfte afgeleid met respectievelijk 0,38 % (95 % CI: 0,17 - 0,58 %) en 0,40% (95 % CI: 0,29 - 0,52 %) bij toename


van de korte termijnblootstelling van 10 μg/m3 (Samoli et al., 2006). Hoewel deze resultaten een negatief effect van NO2 op mortaliteit laten zien, is de rol van andere polluenten nog steeds onduidelijk. NO2 zou een marker kunnen zijn voor andere polluenten van de voertuiguitstoot, zoals fijn stof. B] Blootstelling Tussen 1990 en 2007 daalde de NOX-uitstoot van het vervoer met een derde. Daarmee levert het vervoer een belangrijke bijdrage aan de daling van de uitstoot in België. Desondanks is het vervoer in 2007 goed voor de helft van de NOX-uitstoot in België. Een verdere daling van de uitstoot tussen 40 en 56 % wordt verwacht voor de periode 2005-2030 (Hoornaert, 2009).

Figuur 10. Uitstoot van NOx door de vervoersector, opgesplitst naar subsector – kton (CLRTAP, 2009). Figuur 10 geeft een overzicht van het aandeel van de verschillende vervoerswijzen in de NOX-

emissie. Het aandeel van het wegverkeer daalt doorheen de jaren, terwijl dat van water licht stijgt. Het directe aandeel van het spoorverkeer en de luchtvaart is gering. België heeft aan de EU moeten rapporteren dat het het emissieplafond voor 2010 voor NOX niet zal halen met meer dan 10%. Deze voorspelling was gebaseerd op scenario’s waarin reeds maatregelen om de emissie te beperken waren opgenomen (EEA 2009c).

De jaargemiddeldes NO2-concentratie in Brussel, Luik, Charleroi, Antwerpen en Gent daalden tot 2000. Vanaf 2000 werd deze trend omgebogen naar een lichte stijging, waardoor het jaargemiddelde boven de grenswaarde van 40 μg/m3 (1999/30/EC) is komen te liggen. Deze stijging is bijna volledig te wijten aan transport en dan voornamelijk aan de uitstoot van dieselmotoren. Zo werken o.a. dieselfilters, geïnstalleerd om de PM10- en PM2,5-fracties in de uitstoot te verminderen, de vorming van NO2 in de hand. In 2002 bedroeg het aandeel van het eigen wegverkeer in Vlaanderen 44 % van het totale NOX-uitstoot (Fierens, 2008). Tabel 4 geeft een overzicht van de NO2-concentraties in België. De grenswaarde 40 μg/m3 wordt in stedelijke achtergrond locaties niet overschreden, maar wel in drukke straten (Fierens et al., 2006b). Tabel 4. Berekende NO2- concentraties in België (Fierens et al., 2006b). Jaar

NO2 jaargemiddelde in grote steden (μg/m3)

Bijkomende vervuiling in drukke nauwe straten (μg/m3)

Jaargemiddelde NO2 in drukke nauwe straten (μg/m3)

2005 2010 2015

30 - 40 25 - 35 22,5 – 32,5

25 25 20

55 - 65 50 - 60 42,5 – 52,5


Ongeveer een derde deel van de concentraties zijn het gevolg van lokale emissies (van voornamelijk het verkeer) in de straat. Dit betekent dat een daling in de uitlaatemissies van het wegverkeer een belangrijke impact kunnen hebben op de NO2-concentraties in stedelijke, verkeersrijke zones (Fierens, 2008). C] Gezondheidsimpact Door de grote onzekerheden in verband met de impact van NO2 op de gezondheid, namelijk het onafhankelijk effect ervan, wordt deze stof nauwelijks direct opgenomen in analyses van gezondheidseffecten. Soms zijn ze wel impliciet meegenomen in de effectbepaling van gecombineerde luchtverontreiniging. Cijfers over de aard en omvang van het effect van NO2 op de volksgezondheid zijn daarom niet voorhanden. 2.1.4

Benzeen

A] Risico’s voor de volksgezondheid Benzeen is een bestanddeel van petroleum en wordt gevormd tijdens verbrandingsprocessen. Het is één van de belangrijkste verbindingen wat productievolume betreft en wordt vooral geproduceerd uitgaande van petroleum. Het belangrijkste gebruik is als bestanddeel van benzine en als grondstof voor de productie van synthetische organische stoffen. Benzeen vertoont slechts bij zeer hoge concentraties acute toxische effecten, die dan vooral op het centrale zenuwstelsel betrekking hebben. Voor acute toxische effecten bij de mens is 25 µg. g-1 de NOAEL (No observed adverse effect level) (Neumeier, 1993). Benzeen veroorzaakt ook beenmergonderdrukking bij dieren en mensen (van Larebeke, 1995). Daarnaast is benzeen een bewezen carcinogeen voor de mens en induceert leukemieën (van Larebeke, 1995; Huff, 2007). Het staat ondertussen vast dat benzeen niet alleen leukemie, maar ook lymfoma's induceert bij de mens (Goldstein, 2010; Smith et al., 2007; Steinmaus et al., 2008). B] Blootstelling Tabel 5 geeft enkele algemene blootstellings- en immissiewaarden weer voor benzeen. Voor de berekening van opname via de ademhaling neemt men aan dat het lichaam 50 % van de aangeboden hoeveelheid absorbeert (Neumeier, 1993). Tabel 5. Algemene benzeenconcentraties en inname (Neumeier, 1993). Hoeveelheid opgenomen Benzeen concentratie (in µg/m3) benzeen (mg/dag)*1 Landelijk 1 -10 0,01 - 0,1 Stedelijke achtergrond 10 – 30 0,1 - 0,3 Stedelijk bij grote verkeersdrukte tot 100 tot 1 Plaats

In Antwerpen werd in de jaren 1990 een jaargemiddelde concentratie van benzeen gemeten van 7,2 µg/m3, met 9 µg/m3 nabij de hoofdverkeerswegen. In min of meer gesloten ruimten zoals tunnels en parkeergarages kunnen de concentraties enkele grootteorden hoger liggen dan in omgevingslucht. In sommige industriële omgevingen werden maximale 24-uursgemiddelde concentraties gemeten van de orde van grootte van 65 µg/m3. C] Gezondheidsimpact Er bestaat sinds decennia een wetenschappelijke controverse over de mate waarin benzeen kankerverwekkend is voor de mens. De Environmental Protection Agency van de Verenigde Staten schatte de Unit Risk, het kankerrisico van blootstelling aan benzeen in lucht, in 1999 op een waarde van 2,2x10-6 tot 7,8x10-6 (http://www.epa.gov/iris/subst/0276.htm; de unit risk is het extra kankerrisico bij een toename van de blootstelling van 1 µg/m³). De California Office of Environmental Health Hazard Assessment schatte dit risico daarentegen op 29 x 10-6 (http://www.oehha.ca.gov/risk.html, november 18, 2002). Volgens van Larebeke (1995) zou benzeen 11,5 bijkomende dodelijke gevallen van leukemie veroorzaken per miljoen personen


levenslang blootgesteld aan een benzeenconcentratieverhoging van 1 µg /m3. Het gaat hier om berekeningen van wat als het meest waarschijnlijke risico beschouwd wordt; de kans bestaat dat het werkelijke risico hoger ligt. Op basis van de publicaties van Jakobsson et al (1993), Rinsky et al. 1987 en Austin et al. 1988 kunnen worst case-berekeningen gemaakt worden die wijzen op een unit risk van 24 tot 177 gevallen van leukemie per miljoen personen voor levenslange (75 jaar) extra blootstelling aan 1 µg/m³, waarbij het cijfer van 177 zeker een belangrijke overschatting inhoudt. De unit risk van de California Office of Environmental Health Hazard Assessment (29 gevallen van kanker per miljoen personen bij een extra levenslange bloostelling aan 1 µg/m³) kan echter realistisch zijn. Daardoor beschouwt men benzeen als een zeer belangrijke milieufactor voor de volksgezondheid. 2.1.5

PAK’s

A] Gezondheidsrisico In de emissies van transport bevinden zich nog een veelheid aan luchtvervuilende stoffen die een schadelijk effect hebben op de gezondheid. Daaronder vallen onder meer vluchtige PAK’s en nitro-PAK’s De PAK’s acenafteen, acenaftyleen, antraceen, fluoreen, naftaleen en fenantreen komen voor in complexe mengsels zoals roet, koolteer, koolteerpek, petroleumproducten, sigarettenrook, uitlaatgassen van auto’s, asfalt dampen en residu’s van de productie van gas uit kolen. Het intrinsiek genotoxisch en kankerverwekkend vermogen van deze zes substanties is niet erg groot, mogelijks met uitzondering van naftaleen. Wel is het zeer waarschijnlijk dat deze op zichzelf niet of weinig carcinogene PAK’s toch op beduidende manier bijdragen tot het kankerverwekkende vermogen van hoger vermelde mengsels door synergistische effecten met andere, sterk carcinogene PAK’s en via de vorming van sterk carcinogene derivaten. Fotooxidatieprocessen kunnen leiden tot een buitengewoon sterke toename van de mutagene activiteit van koolwaterstoffen ontstaan uit verbrandingsprocessen (Claxton et al., 1991). Onder invloed van NO2 ontstaat bv. uit fluoreen 2-nitrofluoreen, dat aanwezig is in omgevingslucht, en dat genotoxisch, mutageen en sterk kankerverwekkend is. Hierbij kan men opmerken dat, mocht een vermindering van de uitstoot van NOx resulteren in een verminderde vorming van nitroderivaten, het risico geassocieerd aan vluchtige PAK's wellicht vermindert. Het valt te vrezen dat het belang van vluchtige mutagenen onderschat wordt, onder meer omdat een groot deel van het onderzoek gebeurt op partikels die gemakkelijker te collecteren zijn (Arey et al., 1992; Cupitt et al., 1987; Kleindienst et al., 1986). De concentraties van nitro-PAK’s in de omgevingslucht zijn 100 keer lager dan deze van PAK’s, maar de toxiciteit zou 100 keer hoger kunnen zijn (Desmet & van Larebeke, 1998). De bijdrage van nitro-PAK’s aan het gezondheidsrisico is dus wellicht van dezelfde grootteorde als die van de PAK’s en verdient dus zeker aandacht. Onvolledige verbrandingsprocessen zijn de belangrijkste bron van nitro-PAK-emissies in het leefmilieu. Het grootste gedeelte van de in de omgevingslucht aanwezige nitro-PAK’s ontstaan nochtans in de omgevingslucht uit andere PAK’s middels atmosferische reacties (Atkinson et al., 1987). Ook benzo(a)pyreen is een kankerverwekkende stof. B] Blootstelling In omgevingslucht komen vluchtige PAK's zoals (vooral) naftaleen maar ook fluoreen en fenantreen in veel hogere concentraties voor dan PAK's met een hoger moleculair gewicht. Ook de concentraties van vluchtige nitro-PAK's zoals de nitronaftaleen, methylnitronaftaleen en 3nitrobifenylmoleculen in de omgevingslucht zijn minstens een orde van grootte hoger dan die van de partikel-geassocieerde nitrofluoranthenen en nitropyrenen. Het meten van de nitro-PAK's is moeilijk, onder andere doordat de concentraties te meten zijn in de orde van pg/m3. Tabel 6 vermeldt enkele jaargemiddelde concentraties (ng/m3) uit 1998


gemeten op het dak van een gebouw met een viertal verdiepingen gelegen aan de Rand van Gent, maar langs een vrij drukke weg. Tabel 6. Concentraties van nitro-polyaromatische koolwaterstoffen in de omgevingslucht in Vlaanderen in ng/m3 (Desmet & van Larebeke, 1998). Jaar 2-nitrofluorantheen 2-nitrofluoreen 9-nitroantraceen 3- nitrofluorantheen 1-nitropyreen (ng/m³) (ng/m³) (ng/m³) (ng/m³) (ng/m³) 1998 0,081 0,068 0,050 0,005 0,014

C] Gezondheidsimpact De gezondheidsimpact werd bijna niet bestudeerd en is het dus heel moeilijk literatuur hierover te vinden. 2.1.6

Geur

Geur is nauw verbonden met luchtvervuiling. In het algemeen is het gemotoriseerde wegverkeer een bron van geurhinder, terwijl nabij vliegvelden vliegverkeer een hoofdrol kan spelen. Geurhinder door railverkeer wordt in de literatuur niet gemeld, wat samenhangt met de vrijwel volledige elektrificatie van het railnet. Bij vliegtuigen wordt de specifieke geur van kerosine geregeld waargenomen (Longhurst & Raper, 1990). In een recent Nederlands onderzoek bij de luchthaven Schiphol bleek 5 % van diegenen die in de buurt van de luchthaven woonden ernstig gehinderd te worden door geur (Franssen et al., 1998). Geurhinder bleek ook minder aanvaard te worden dan geluidshinder (Winneke & Neuf, 1992). De gezondheidseffecten van geur zijn echter onzeker. Vooral de signaalfunctie van geur kan leiden tot een verhoogde waarneming of waakzaamheid voor bepaalde gezondheidseffecten, vooral door luchtvervuiling wat weer van invloed kan zijn op de gezondheid. Hinder door wegverkeer is in sterke mate geassocieerd met door het wegverkeer veroorzaakte luchtverontreiniging. Men mag dan ook veronderstellen dat de mate van luchtverontreiniging, hinder door luchtverontreiniging en geluid, en gezondheidsklachten samenhangen (Amundsen et al., 2008; Klæboe et al., 2008; Rotko et al., 2002). Uit het Vlaamse leefomgevingonderzoek kan het aantal Vlaamse ernstig gehinderden door verkeer afgeleid worden. Dit komt neer op 3,7 % van de Vlaamse bevolking die zich ernstig stoort aan geur van verkeer in 2004. Verkeer komt daarmee op de tweede plaats na buren (4,2 %). In 2001 nam verkeer nog de eerste plaats in. Voor elk van de Vlaamse provincies kunnen belangrijke kernen van geurhinder worden aangeduid. Voor het merendeel van deze kernen is verkeer en vervoer een belangrijke geurbron, voornamelijk in en rond steden en belangrijke verkeersassen. In Oostende en omgeving en de Noordrand rond Brussel worden de respondenten gehinderd door de geurhinder veroorzaakt door het vliegverkeer (LNE, 2010).

2.1.7

Invloed van temperatuur op gezondheidseffecten

Door de klimaatopwarming neemt de kans op langere en vaker voorkomende warmteperiodes en hittegolven toe (IPCC, 2007). Bij warmteperiodes wordt het effect van luchtverontreiniging door transport vaak extra versterkt (bv. ozon). Hierdoor wordt de invloed van de temperatuur op de gezondheid steeds belangrijker. De algemene invloed van de temperatuur op sterfte is een Vvormige relatie waarbij in onze streken de optimale temperatuur rond de 16,5° C zou liggen (Huynen et al., 2001). Boven en onder dit optimum neemt de (vervroegde) sterfte toe. Deze toename is groter wanneer men specifiek naar de sterfte onder ouderen (65-plussers) en de sterfte aan hart- en vaatziekten en luchtwegaandoeningen kijkt. De effecten van klimaatverandering kunnen dus worden versterkt door de vergrijzing, omdat de meest kwetsbare bevolkingsgroep in omvang toeneemt.


Hogere temperaturen hebben ook een effect op de luchtverontreiniging. De weersomstandigheden rondom een hittegolf beïnvloeden de fotochemische vorming en de ophoping van luchtverontreinigende stoffen (zomersmog) en werken dus de vorming van ozon en secundair fijn stof in de hand. Nawrot et al. (2007) bestudeerden het effect van seizoenen en sterfte ten gevolge van PM10 in Vlaanderen. De conclusie was dat een gelijkaardige stijging van de PM10-concentratie een verschillend schadelijk effect heeft bij verschillende weersomstandigheden. De vroegtijdige sterfte ten gevolge van fijn stof is niet gelijkmatig verdeeld over de seizoenen. Er werd een veel sterkere associatie gevonden tussen sterfte en PM10 in de zomer, ook al bereiken de concentraties hogere waarden in de winter (Figuur 11). Het effect van de temperatuur kan men duidelijk aantonen in stedelijke gebieden (urban heat island effect), waar door o.a. het gebruik van asfalt en beton meer warmte wordt opgeslagen dan in groenere gebieden die de warmte meer reflecteren. De vraag naar (gemotoriseerd) transport werkt het gebruik van (weg)materialen in de hand die een grotere warmtecapaciteit hebben.

Figuur 11. Verschil in dagelijkse sterfte over de 4 seizoenen (1997-2003) (Van Zeebroeck & Nawrot, 2008).

2.1.8

De neerslag van luchtpollutie op voeding

Wellicht grijpt een deel van de impact van de luchtverontreiniging op de incidentie van kanker en een aantal andere aandoeningen plaats via de voeding. De luchtverontreiniging draagt aanzienlijk bij tot de verontreiniging van voedsel. Wat polycyclische aromatische koolwaterstoffen betreft, zou volgens een Zweedse studie (Törnqvist & Ehrenberg, 1994) slechts een vijfde van de hoeveelheid in het voedsel ontstaan als gevolg van de bereiding ervan (zoals roosteren), terwijl vier vijfde afkomstig zou zijn van op voedingsplanten neergeslagen stofdeeltjes afkomstig van de luchtpollutie. De inname van PAK's via de voeding bleek 5 keer hoger te zijn dan de dosis opgenomen via de ademhaling. In de VS bedroeg de inname van benzo(a)pyreen (als marker voor PAK's in het algemeen) via de ademhaling tussen de 1 en de 40 ng/dag (Lioy et al., 1988; Lioy 1990) en deze via de voeding tussen de 160 en de 1.600 ng/dag (Santodonato, 1981, geciteerd door Lioy & Greenberg, 1990). In Nederland wordt de totale inname van PAK's via de voeding geschat op 1.100 tot 22.500 ng /dag (Slooff et al., 1989). Ter vergelijking, in de Zweedse stad Göteborg bedraagt de gemiddelde concentratie aan PAK's (meting slaande op 14 verschillende PAK's) 20 ng/m3, dit stemt overeen met een dagelijkse inname via de ademhaling van 400 ng (Boström et al., 1994). Hoewel gerookte en geroosterde voedingsmiddelen grote hoeveelheden PAK's bevatten, bleken granen de belangrijkste bron van PAK's in de voeding te zijn (Tuominen, 1990). Olijven bleken in een Italiaanse industriestreek sterk verontreinigd te zijn met PAK's (Corradetti et al., 1990).


2.1.9

Richtlijnen

Tabel 7 geeft een overzicht van de huidige richtlijnen voor de verschillende polluenten. De tabel toont aan dat de Europese waarden hoger zijn dan de richtwaarden van de WHO. Bovendien zijn ze ook gevoelig hoger dan deze die het EPA in de Verenigde Staten als richtwaarden gebruikt. Figuur 12 geeft voor België het aantal dagen waarop de daggemiddelde PM10 concentratie hoger was dan 50 µg/m3 (in 2009). Volgens EU-richtlijn 1999/30/EG mag dit aantal dagen vanaf 1/1/2005 niet hoger zijn dan 35. Dit zijn alle roodgekleurde vierkanten. Het berekende (geïnterpoleerde) aantal dagen waarop de PM10 daggemiddelde concentraties hoger zijn dan 50 µg/m3 is representatief voor een gebied (gridcel) van 4x4 km. In straten met veel verkeer, in de nabijheid van industriële sites, ... kan dit aantal hoger zijn, op plaatsen in een 4x4 km gridcel ver verwijderd van emissiebronnen zal dit aantal dagen lager zijn. Het getoonde aantal dagen in de 4x4 km gridcel is dus het gemiddelde in die cel (IRCELINE, 2010). Tabel 7. Grenswaarden volgens WHO (2006b) en de Europese Richtlijn (2010). WHO-aanbeveling EU-richtlijn Aantal toegelaten Limiet 3 Gemiddelde Limiet (µg/m ) Gemiddelde overschrijdingen (µg/m3) Fijn stof

PM10

20

1 jaar

40

1 jaar

-

PM2,5

50 10

24 u 1 jaar

50 25

24 u 1 jaar

Ozon

100

8 u max

120

8 u max

Stikstofoxiden

40 200 -

1 jaar 24 u -

40 200 5

1 jaar 24 u 1 jaar

35 25 gemiddeld over 3 jaar 18 -

Benzeen PAK’s

Figuur 12. Aantal dagen (2009) met een daggemiddelde PM10-concentratie > 50 µg/m3 (IRCELINE, 2010).


Voor ozon geeft Figuur 13 het aantal dagen weer waarop op minstens één meetplaats in België de EU-streefwaarde van 120 µg/m3 voor de bescherming van de gezondheid van de mens is overschreden. Vanaf 2000 ligt het aantal overschrijdingen steeds boven de richtlijn van 25 dagen.

Figuur 13. Aantal dagen in België waarop de EU-ozonlimietwaarde (120 µg/m3) wordt overschreden (IRCELINE, 2010).

Een kritiek op het opleggen van normen is echter dat deze vaak te absoluut omschreven zijn en geen direct middel tot gezondheidsbescherming vormen. Daarenboven wordt ook de PM10grenswaarde van 50 µg/m3 als onhaalbaar aanzien. Zo tonen verschillende studies bijvoorbeeld aan dat voertuiguitstoot schadelijker is voor de gezondheid dan algemene PM10-waarden, waarop de huidige norm is gebaseerd, en dat nabijheid tot de weg meer gecorreleerd is met gezondheidseffecten (bv. Beelen et al., 2008; Brugge et al., 2007). In 2008 kwam de EU (2008/50/EC) tegemoet aan deze kritiek. Enerzijds is 25 µg/m3 PM2,5 als streefwaarde tegen 2010 en als grenswaarde tegen 2015 naar voren geschoven. Deze waarde geldt over het ganse grondgebied en dus ook in drukke verkeersstraten. Tegelijkertijd werd 20 µg/m³ als indicatieve grenswaarde tegen 2020 voorgesteld. Anderzijds werd voor de eerste keer blootstelling meegenomen als indicator. Deze blootstelling werd geoperationaliseerd door de ECO (Exposure Concentration Obligation) van 20 μg PM2,5/m3 in stedelijke gebieden (waar de meeste mensen wonen) tegen 2015. Daarnaast werd een gemiddelde blootstellingsindicator (GBI) opgesteld. Deze stelt dat de gemiddelde blootstelling van mensen in stedelijke gebieden tussen 2010 en 2020 tot 20 % zou moeten dalen, afhankelijk van de huidig bepaalde blootstelling. Tabel 8. GBI- streefwaarden (Europese Commissie, 2010). GBI in 2010 in µg/m³ Vermindering van de blootstelling in 2020 ten opzichte van 2010 <8.5 0% >8.5 – <13 10 % >13 – <18 15 % >18 – < 22 20 % >22 Alle geschikte maatregelen om 18 μg/m3 te bereiken


2.1.10 Kwetsbare groepen (doelgroepanalyse) A] Verhoogde gezondheidsrisico’s voor bepaalde bevolkingsgroepen Kinderen (< 15 jaar) Kinderen zijn gevoeliger aan luchtvervuiling dan andere bevolkingsgroepen. Door hun ontwikkeling zijn hun luchtwegen kwetsbaarder en hun afweermechanismes nog niet volledig ontwikkeld. Daarenboven brengen ze vaak een groot deel van de dag buitenshuis door en door hun vele sporten spelactiviteiten hebben ze vaak een hogere ademhalingsfrequentie dan volwassenen (Boesch et al., 2008). Voor het ongeboren kind leidt blootstelling van de zwangere vrouw tot een hoger risico op een verlaagd geboortegewicht, intra-uteriene groeivertraging, vroeggeboorte en zelfs vervroegde sterfte. Dit laatste geldt ook voor perinatalen. De associatie met fijn stof en kindersterfte lijkt sterker te zijn in de postneonatale periode (tussen 28 dagen en 1 jaar), dan in de neonatale periode (tot de 28e dag na de geboorte). Daarenboven lijkt ze specifiek gelinkt aan respiratoire oorzaken (Woodruff et al. 2008). Een Nederlandse studie kon echter geen aanwijzingen vinden voor een negatief effect van de blootstelling aan verkeersgerelateerde luchtvervuiling (NO2) op zwangerschapsuitkomsten zoals vroeggeboorte en verlaagd geboortegewicht (Gehring et al., 2011). Ook na het eerste levensjaar lijkt een verband met luchtvervuiling stand te houden. Zo is er een sterk verband tussen luchtvervuiling, het verergeren van astmaklachten bij astmapatiënten en een algemeen hogere prevalentie van astmaklachten zoals hoest, piepen en ademhalingsmoeilijkheden (Mosqueron et al., 2004). De studie van Gauderman et al. (2007) vond een verband tussen de negatieve effecten op de ontwikkeling van de longfunctie bij jongeren tussen de 10 en 18 jaar en lokale blootstelling aan verkeer (woonplaats 500m gelegen van de weg). Deze effecten waren onafhankelijk van de algemene luchtkwaliteit en kunnen leiden tot beperking in de longfunctie op latere leeftijd. Ook Jerrett et al. (2008) vonden een positieve associatie met de incidentie van astma en verkeersgerelateerde luchtverontreiniging (NO2). Ouderen Ook ouderen zijn kwetsbaar voor luchtvervuiling. Een belangrijke reden hiervoor is de langdurige blootstelling aan luchtvervuilende stoffen gedurende hun leven. Ook door een verlaagd immuunsysteem wordt een hogere leeftijd geassocieerd met een verminderde capaciteit om met luchtvervuiling om te gaan (Makri, 2008; Pope en Dockery, 2006). Door de toename van de levensverwachting wordt deze groep ook steeds belangrijker. Zieken Het vooraf bestaan van respiratoire of cardiovasculaire ziektes is een factor die de kwetsbaarheid voor verhoogde luchtvervuiling beïnvloedt (Pope & Dockery, 2006). Hierbij zal men vooral effecten op korte termijn waarnemen, zo zullen bv. personen die al lijden aan astma bij verhoogde fijn stof- of ozonconcentraties nog meer last ondervinden. Ook op lange termijn vertonen astmatici een groter risico op longkanker of cardiovasculaire aandoeningen. Deze aandoeningen tasten immers de capaciteit aan om zich te kunnen verweren tegen een verhoogde blootstelling (Makri, 2008). Zanobetti (2000a) toonde ook aan dat personen die opgenomen worden in een ziekenhuis wegens een longontsteking tijdens een periode van verhoogde luchtvervuiling (PM10) een hoger risico op hartaandoeningen (hartritmestoornis) lopen. Omgekeerd hadden ook personen met hartziekten een verhoogd risico op een ziekenhuisopname wegens respiratoire aandoeningen. B] Zwakke weggebruikers Recente studies wijzen op de verschillen in blootstelling in functie van transportmodus. Zo vergeleken Int Panis et al. (2010a) de verschillen in concentratie en blootstelling tussen autopassagiers en fietsers op drie verschillende locaties in België (Mol, Brussel en Louvain-La-


Neuve). Hoewel de verschillen in concentratie niet significant waren, was de blootstelling door inhalatie aan verkeersgerelateerd fijn stof significant hoger voor fietsers dan voor autopassagiers. Deze conclusie wordt bevestigd door een gelijkaardige studie door Zuurbier et al. (2010) in Nederland waar de geïnhaleerde doses tot tweemaal hoger lagen voor fietsers dan bij bus en autopassagiers ondanks dat ook de concentraties over de verschillende transportmodi eerder gelijkwaardig waren. Beide groepen onderzoekers concluderen dat fietsers beter routes kiezen met minder verkeer om zo de geïnhaleerde doses te verlagen. Strak et al. (2010) hebben de respiratoire effecten van luchtvervuiling onderzocht na het fietsen. Hun bevinding was dat blootstelling aan UFP en roet zwak geassocieerd was met uitgeademd NO, een indicator voor de inflammatie van de luchtwegen, en het verminderen van de longfunctie 6 uur na de blootstelling. Ook kunnen kinderen blootgesteld worden aan hogere doses doordat zij zich lager bij de grond en dichter bij de uitlaatgassen bevinden. Ook bij episodes met meer ozon bevinden kinderen zich tijdens de warme zomerperiodes vaker buiten met een hogere fysieke inspanning tijdens sport en spel (Boesch et al., 2008).


2.2 Geluid 2.2.1

Geluidsmaten

Alvorens de invloed van omgevingsgeluid op de gezondheid te beschrijven besteedt de HGR aandacht aan maten voor geluidsblootstelling. Het geluidsdrukniveau L is gedefinieerd als 20 maal de logaritme van de verhouding van de geluiddruk ten opzichte van een referentiewaarde van 20 micropascal (grofweg gesproken een net hoorbaar geluid) (ISO, 2003). Vanwege het logaritmisch karakter wordt een waarde van een geluidsdrukniveau gevolgd door ‘dB’ (decibel). Het gehoor is niet even gevoelig voor de diverse frequenties van de tonen van een geluid. Om een maat te krijgen die hiermee rekening houdt, wordt de geluidsdruk frequentieafhankelijk ‘gewogen’ met een bepaalde waarde. Er zijn verschillende soorten wegingen voorgesteld. Gebruikelijk is de zogeheten A- weging, die leidt tot het geluidsniveau in dB(A) 4 . Geluid kan in de tijd zeer sterk variëren. Daarom wordt de geluidsblootstelling gebruikelijk gemiddeld over een bepaalde periode, het equivalente geluidsniveau over de tijd T, LAeq,T. Voor de manier van middeling wordt verwezen naar de formele definitie van LAeq,T door de International Organization for Standardization (ISO, 2003). Middelingstijden kunnen variëren van zeer kortdurend tot een werkdag (8 h), een etmaal (24 h) of langer. Voor de leesbaarheid zal in het vervolg steeds over geluidsniveau worden gesproken. Uit de context zal duidelijk zijn welke maat en middelingsperiode wordt bedoeld. Het gaat steeds over A- gewogen niveaus. Een direct waarneembaar effect van blootstelling aan omgevingsgeluid is hinder. Hoewel een incidenteel geluid hinder kan geven, gaat de aandacht vooral uit naar hinder die samenhangt met langdurige blootstellingspatronen, zoals die nabij een snelweg door het wegverkeer of in de omgeving van een luchthaven door vliegtuigen. Uit de gegevens over hinder en zelfgerapporteerde slaapverstoring zijn maten afgeleid die die samenhang redelijk zouden beschrijven (GR, 1997). Voor het maken van geluidskaarten zijn in Europa Lden en Lnight voorgeschreven (EC, 2002). Lden is het geluidsniveau over een etmaal gemiddeld over een jaar, waarbij de waarden voor de avond (19-23 h) met 5 dB zijn verhoogd en die gedurende de nacht (23-07 h) met 10 dB. De lidstaten hebben enige vrijheid om de avond- en nachtperiode aan te passen maar bij de implementatie van de Europese Richtlijn in België zijn de genoemde perioden overgenomen. Idee achter deze maat is dat bepaalde geluidsniveaus ’s avonds en ’s nachts hinderlijker zijn dan overdag. Lnight is gelijk aan LAeq,23-07h gemiddeld over een jaar. Over de bruikbaarheid van deze maten voor het voorspellen van hinder en slaapverstoring en voor normstelling is zowel in wetenschappelijke als beleidskringen discussie. Daarop wordt bij de bespreking van de gezondheidsrisico’s van geluidsblootstelling nader ingegaan. 2.2.2

Risico’s voor volksgezondheid

Verkeer is één van de voornaamste bronnen van omgevingslawaai met wegverkeer als grootste oorzaak (Berglund et al., 1999; EEA, 2009). Voor personen die wonen nabij luchthavens, spoorlijnen of industriële installaties, kan het geluid van deze objecten domineren. De blootstelling van grote groepen van de bevolking is de laatste jaren in het algemeen toegenomen, niet tegenstaande succesvolle inspanningen om de emissie van geluid van voertuigen te beperken (Dora & Philips, 2000). De oorzaak ligt vooral in de groei van het wagenpark en het toenemend gebruik van trein en vooral vliegtuig. De gezondheidseffecten van omgevingsgeluid zijn te klasseren in sociaal-psychologische effecten en klinische effecten. De sociaal-psychologische zijn het meest bestudeerd. De voornaamste effecten van lawaai in de leefomgeving zijn hinder, slaapverstoring, effecten op het cardiovasculaire systeem en cognitieve effecten. Beïnvloeding van het gehoor, zoals 4

De A-weging is zeker niet perfect. De hoorbaarheid van laagfrequent geluid wordt er onvoldoende door weergegeven en de weging is ook minder geschikt voor sterke geluidpieken. Desondanks is deze weging het meest gangbaar en een standaardkenmerk van meters voor het bepalen van omgevingsgeluid.


gehoorverlies en tinnitus (oorsuizen), is bij blootstelling aan omgevingsgeluid van bijvoorbeeld verkeer minder van belang, omdat de niveaus zelden voldoende hoog zijn en de blootstellingsduur zelden voldoende lang is (GR, 1994). Deze laatstgenoemde effecten treden wel op in de werkomgeving, in discotheken en bij popconcerten, door persoonlijke muziekspelers en in andere lawaaiige omgevingen (Dora & Philips, 2000; Passchier-Vermeer, 1989; HGR, 2007). A] Hinder Geluidshinder kan worden omschreven als een gevoel van afkeer, boosheid, onbehagen, onvoldaanheid of gekwetstheid dat optreedt wanneer het geluid iemands gedachten, gevoelens of activiteiten beïnvloedt (GR, 1994). Naast de fysische karakteristieken van geluid zijn ook nietfysische factoren (betekenis van het geluid, context, relatie en ingesteldheid van de luisteraar ten opzichte van het geluid, enz.) van invloed op het ontstaan en de mate van geluidshinder (Fidell et al., 2002a; Izumi, 1988; Miedema & Vos, 1999; Van Kempen & Van Kamp, 2010). Geluidshinder behoort tot de innerlijke wereld van de blootgestelde en kan enkel bij benadering worden vastgesteld wanneer deze verbaal wordt weergegeven door de gehinderde. Het is dan ook zinvol te spreken van gerapporteerde hinder. Er is veel onderzoek verricht naar het verband tussen gerapporteerde hinder en blootstelling aan omgevingsgeluid. Daarbij zijn uiteenlopende maten gebruikt om de geluidsblootstelling te beschrijven. De laatste jaren is het, althans in Europa, gebruikelijk om het Lden te hanteren (GR, 1997; EC 2002)). Aanvankelijk werd uitgegaan van een eenduidig verband tussen (ernstige) geluidshinder en geluidsniveau (Fidell et al. 1991). In latere analyses van de beschikbare gegevens wordt een onderscheid gemaakt tussen hinder van weg-, trein-, en luchtverkeer (GR, 1997; Miedema & Oudshoorn, 2001). Volgens de recentere relaties (Figuur 14.) is de gerapporteerde mate van hinder bij eenzelfde waarde van het over langere tijden gemiddelde geluidsniveau (bijvoorbeeld Lden) door luchtverkeer hoger dan door wegverkeer, die op zijn beurt weer hoger is dan de hinder door treinverkeer. In Figuur 14. is dit weergegeven voor het percentage mensen dat bij een bepaald geluidniveau rapporteert ernstig gehinderd 5 te zijn.

% ernstig gehinderden

100,0 80,0 60,0 Lucht 40,0

Weg Spoor

20,0 0,0 45

55

65

75

Lden in dB(A)

Figuur 14. Schatting van het percentage ernstig gehinderden als functie van het geluidsniveau Lden. De curven zijn de beste schatting uit gegevens van een groot aantal onderzoeken. In een specifieke situatie kan de hinder verschillen (Miedema & Oudshoorn, 2001).

5 Men spreekt van ‘ernstig gehinderd’ indien iemand op een schaal van 0 (niet gehinderd door geluid uit een bepaalde bron) tot 100 (zeer ernstig hinder door dat geluid) 72 of meer scoort (ISO, 2003).


De waarden van de geluidsblootstelling hebben over het algemeen betrekking op het geluidsniveau aan de meest belaste gevel van de woning. Vanaf Lden-waarden aan de meest belaste gevel van de woning van iets meer dan 40 dB(A) rapporteert een toenemend deel van de blootgestelden ernstige hinder. Voor wegverkeer is dit bij 50 dB(A) reeds 4 %, bij 60 dB(A) 13 % en bij 70 dB(A) 28 %, hoewel in de praktijk andere percentages kunnen gelden, tegenwoordig eerder hogere dan lagere. In een concrete situatie kan de volgens de relaties van Figuur 14 voorspelde hinder dus afwijken. Dat wordt al duidelijk als men de gegevens waarop de relaties zijn gebaseerd, bekijkt (Stallen, 1999): de gegevens vertonen nogal wat afwijkingen van de ‘best passende’ relaties. Voor die afwijkingen zijn uiteenlopende verklaringen. Zowel factoren die samenhangen met het geluid als die samenhangen met persoonlijke eigenschappen en de sociale context kunnen van belang zijn. Geluidsgevoeligheid en de perceptie van de oorzaak van het geluid (met mogelijk angstgevoelens) spelen een rol (Miedema & Vos, 1999; van Kamp et al., 2004), evenals leeftijd, sociale status en vertrouwen in de overheid (Miedema & Vos, 1999; Flindell & Witter, 1999). Plotselinge verandering van de geluidsblootstelling, zoals bij nieuwe spoorlijnen 6 en andere aanvliegroutes (NRC, 2003), of een maatschappelijke controverse rond de bron van het geluid, zoals bij uitbreidingsplannen van luchthavens, zullen ook de gerapporteerde hinder verhogen (Babisch et al., 2009). Daarnaast speelt de aard van het geluidspatroon een rol (Sato et al. 1999; Roberts et al, 2003). Bijvoorbeeld een toename in het aantal vliegtuigpassages met tegelijkertijd een vermindering van het geluidsniveau per passage komt niet of beperkt in Lden tot uitdrukking, maar kan wel mede verklaren waarom thans meer geluidshinder wordt gerapporteerd bij eenzelfde waarde van Lden. Ook de verklaring van het verschil in hinder tussen de verschillende vormen van verkeersgeluidsbronnen (Figuur 14) wordt gezocht in verschillende blootstellingspatronen, mede rekening houdend met ‘achtergrondniveaus’ (De Coensel et al., 2009). Daarbij zijn aanwijzingen gevonden dat bijvoorbeeld zeer dicht bij spoorwegen het verschil tussen spoor- en wegverkeer wegvalt en dat dus geluid van railverkeer niet minder hinderlijk is dan dat van wegverkeer. Deze overwegingen zouden ook kunnen verklaren waarom thans bij overeenkomende waarden van Lden (of een soortgelijke maat) meer hinder wordt gerapporteerd dan vroeger in het bijzonder bij vliegtuiggeluid (Van Kempen & Van Kamp,2010). In Figuur 15 wordt dit geïllustreerd door onderzoekgegevens als functie van het jaar van onderzoek weer te geven. De HGR meent daarom dat in concrete situaties niet zonder meer mag worden uitgegaan van de in de EU gangbare blootstelling-responsrelaties (Figuur 14), maar rekening moet worden gehouden met meer hinder dan uit die relaties volgt. Locatie- en bronspecifiek hinderonderzoek is aangewezen (Guski, 2004).

6 Een voorbeeld is de discussie rond de in gebruikneming van de hoge snelheidslijn in Nederland tussen de luchthaven

Schiphol en Rotterdam.


75

Ldn (dB(A)) voor 25% ernstig gehinderden

70 65 60 55 50 45 40 35 30 1 960

1 970

1 980

1 990

2 000

2 010

Jaar van onderzoek

Figuur 15. Geluidsniveau waarbij 25 % van de ondervraagden ernstige hinder door vliegtuiggeluid rapporteert als functie van het jaar van het onderzoek (Van Kempen & Van Kamp, 2010). De donkere blokjes representeren onderzoeken die in 2004 door Guski zijn samengevat; de lichte blokjes zijn nieuwere onderzoeken. De streepjeslijn geeft de voorspelling volgens de in de EU gangbare blootstelling-responsrelatie (Miedema & Oudshoorn, 2001). Ldn is een geluidsmaat die overeenkomt met Lden, zij het dat de avondperiode bij de dag wordt gerekend. In de praktijk verschillen waarden van Ldn en Lden niet veel.

B] Slaapverstoring Een ‘geluidsgebeurtenis’, zoals de passage van een vliegtuig of een vrachtwagen, kan de slaap verstoren (GR, 2004; WHO, 2009). De hartslag reageert, de slaper wordt onrustig, het slaapstadium kan veranderen en de slaper kan zelfs wakker worden. Veelal rapporteert hij of zij de volgende dag een minder goede slaap. Voor situaties waarin voortdurend gedurende de nacht sprake is van geluidsoverlast zijn voor zelf gerapporteerde verslechtering van de slaapkwaliteit soortgelijke relaties als voor hinder afgeleid voor deze vorm van slaapverstoring als functie van Lnight (Figuur 16). De gegevens zijn afkomstig uit vragenlijstonderzoek naar de ervaren slaapkwaliteit als functie van het geluidsniveau. De laatste jaren wordt vooral Lnight gebruikt als geluidsmaat, in overeenstemming met de Europese regelgeving (EC, 2002).

% ernstig in de slaap gestoorden

80,0

60,0

40,0

Lucht Weg Spoor

20,0

0,0 30

40

50

60

Lnight in dB(A)

70

Figuur 16. Schatting van het percentage ernstig in de slaap gestoorden als functie van het geluidsniveau Lnight. De curven zijn de beste schatting uit gegevens van al het verrichte onderzoek van voldoende kwaliteit. In een specifieke situatie kan de mate van slaapverstoring verschillen (Miedema & Passchier-Vermeer, 2003; Miedema & Vos, 2004).

De mate van slaapverstoring kan in een concrete situatie aanzienlijk afwijken van de waarden volgens de curven van Figuur 16. Net als in het geval van hinder door omgevingslawaai lijken, in het bijzonder voor vliegtuiggeluid, de waarden in de loop van de jaren toe te nemen, zoals Figuur 17 illustreert. Voor een verklaring verwezen zij naar wat hiervoor bij hinder is opgemerkt. De HGR


concludeert ook voor slaapverstoring - als het meest ernstige gezondheidseffect van geluidsblootstelling gekenschetst (WHO, 2009) - in een concrete situatie dat niet zonder meer van de schattingen van Figuur 16 kan worden uitgegaan en dat, zeker in geval van vlieggeluid, rekening moet worden gehouden met een ernstiger mate van zelf gerapporteerde slaapverstoring dan die schattingen aangeven. Locatie- en bronspecifiek onderzoek is ook in dit geval aangewezen (Guski, 2004). % ernstig in de slaap gestoorden

80

60

GB D

40

NL S GR

20

I EU

0 30

40

50

60

Lnight in dB(A)

70

Figuur 17. Zelfgerapporteerde ernstige slaapverstoring door blootstelling aan vliegtuiggeluid (Lnight) in verscheidene Europese landen (Babisch et al, 2009). De curve ‘EU’ is de op vroegere gegevens gebaseerde schatting (Figuur 16).

De zelf gerapporteerde verslechtering van slaapkwaliteit is niet het enige effect van blootstelling aan omgevingslawaai ’s nachts. In samenhang met de blootstelling aan het geluid van vlieg-, weg- of railverkeer is objectief vastgesteld dat mensen vaker wakker worden, onrustiger slapen en minder diep slapen (GR, 2004; WHO, 2009; Passchier-Vermeer & Passchier, 2005). Die effecten zijn zowel in laboratoriumonderzoek als in het ‘veld’ aangetoond (Babisch et al, 2009; Basner et al, 2001; Basner et al, 2004; Passchier-Vermeer et al, 2004; Passchier-Vermeer et al, 2007). De invloed op de slaap kan de gezondheid nadelig beïnvloeden, omdat de slaap noodzakelijk is voor lichamelijk en geestelijk herstel om zo de taken van de nieuwe dag aan te kunnen (GR, 2004; WHO, 2009). Verstoorde slaap kan daarom leiden tot slecht functioneren, speelt mogelijk een rol bij ongevallen en kan bijdragen aan chronische aandoeningen. Een direct verband tussen die vervolgeffecten met de blootstelling aan omgevingslawaai is niet gemakkelijk aan te tonen in onderzoek, maar is zeker plausibel (GR, 2004; Niemann & Maschke, 2004). Meer nog dan overdag wordt blootstelling aan nachtelijk lawaai gekenmerkt door reeksen van opeenvolgende gebeurtenissen, zoals de passage van een vliegtuig, trein of auto. Daarnaast kan in het geluidspatroon een meer continue bijdrage worden onderscheiden, bijvoorbeeld van wegverkeer of nabijgelegen industrieën. De waargenomen effecten op de slaap houden in onderlinge samenhang verband zowel met het gemiddelde blootstellingsniveau, zoals gerepresenteerd wordt door Lnight, als met het aantal gebeurtenissen tijdens een slaapperiode en het maximale geluidsniveau van een gebeurtenis (GR, 2004; WHO, 2009; Griefahn & Spreng, 2004). In Tabel 9 is de beoordeling uit het rapport van WHO-Europa van de relatie tussen gemiddelde niveaus en de slaap weergegeven.


Lnight (buiten) Tot 30 dB(A)

30 tot 40 dB(A)

40 tot 55 dB(A) Boven 55 dB(A)

Tabel 9. Verband tussen Lnight (buiten) en waargenomen gezondheidseffecten, ontleend aan (WHO, 2009). Waargenomen gezondheidseffecten Tot 30 dB(A) worden geen substantiële biologische effecten waargenomen, mogelijk met uitzondering van bepaalde gevoelige individuen of bepaalde situaties. Voor een doorsneebevolking is dit de waarde waaronder geen gezondheidseffecten worden waargenomen. In dit traject veroorzaakt het geluid onder meer de volgende effecten op de slaap: beweeglijkheid, ontwaken, zelfgerapporteerde slaapverstoring, ‘arousal’. De intensiteit van een effect hangt af van het karakter van de geluidsbron en het aantal gebeurtenissen (bijvoorbeeld een vliegtuigpassage of een voorbijrijdende auto). Kwetsbare groepen als kinderen, chronische zieken en ouderen zijn gevoeliger voor deze effecten. Maar zelfs in het ongunstigste geval blijven de effecten aan de bescheiden kant. In de aan deze waarden blootgestelde bevolking worden negatieve gezondheidseffecten waargenomen. Veel mensen moeten hun levenswijze aanpassen aan het nachtelijk geluid. Kwetsbare groepen zijn in hogere mate getroffen. Bij deze nachtelijke geluidsniveaus is er sprake van een bedreiging van de volksgezondheid. Negatieve gezondheidseffecten komen veel voor, een aanzienlijk deel van de bevolking rapporteert ernstige slaapverstoring. Er zijn aanwijzingen dat het risico op hart- en vaatziekten toeneemt.

Zoals aangegeven is de tabel niet voldoende om een goed beeld te krijgen van de invloed van omgevingsgeluid op de slaap. Ook het aantal waarneembare gebeurtenissen en de geluidsintensiteit daarvan zijn van belang (Griefahn & Spreng, 2004). De aard van het geluidspatroon en de verdeling over de nacht is evenzeer van belang (Passchier-Vermeer et al, 2004; Passchier-Vermeer et al, 2007; Grieffahn et al, 2008). Zo zijn geluidsgebeurtenissen tijdens het begin van de slaapperiode van mindere invloed op de slaapkwaliteit dan die tegen het eind van de slaapperiode. Bovendien versterkt een hoger gemiddeld geluidsniveau het effect van waarneembare geluidsgebeurtenissen, zoals vliegtuig-, autoen treinpassages (PasschierVermeer et al, 2007). In Tabel 9 wordt melding gemaakt van kwetsbare groepen. Een daar niet genoemde groep zijn de mensen die van tijd tot tijd avond-nachtarbeid verrichten en overdag moeten slapen. Hun slaap wordt vaak gestoord door de hogere niveaus overdag met alle gevolgen voor de slaapkwaliteit van dien. In de 24-uurseconomie gaat het hier om een niet onaanzienlijk deel van de bevolking. C] Cognitieve effecten Leren en werken kan bemoeilijkt worden door geluidsblootstelling vanwege het afnemen van de aandacht en het interfereren met spraakcommunicatie (belangrijk in bedrijven, in verband met de veiligheid en bij de kennisoverdracht in scholen) en sociale relaties. In een recent beëindigd Europees onderzoek werd onder meer het verband onderzocht tussen cognitieve vaardigheden bij kinderen en blootstelling aan verkeersgeluid. Hieruit bleek dat hoge geluidsniveaus tijdens het leren vooral negatieve gevolgen hebben wanneer de moeilijkheidsgraad hoog is (Clarck et al, 2006; Stansfeld et al, 2005). Dit spoort met eerdere gegevens van een negatieve invloed van lawaai op de cognitieve ontwikkeling van kinderen, zoals de leesontwikkeling en de ontwikkeling van het korte- en lange-termijngeheugen (Passchier-Vermeer & Passchier, 2000; PasschierVermeer et al., 2001; Hygge et al., 2002). Het is plausibel dat vooral groepen die spraak toch al moeilijk kunnen verstaan of taalproblemen hebben last zullen hebben van verhoogde niveaus


van omgevingsgeluid. Een voorbeeld zijn kinderen met een gehoorhandicap (Passchier-Vermeer et al., 2001). D] Psychologisch herstel Psychologisch restoreren na een periode van intensieve mentale activiteit en geconcentreerde aandacht, is noodzakelijk om achteruitgang van de gezondheid op langere termijn te voorkomen. Een geschikte - vaak natuurlijke - omgeving met een aangepast geluidsklimaat versnelt het restoratief effect (Hartig et al., 2003; Hartig, 2010). Ook na medische ingrepen is het positief effect van een geschikte restoratieve omgeving aangetoond. De bereikbaarheid van rustige zones of een stille zijde aan de woning wordt ook teruggevonden als verzachtende factor bij het ontstaan van geluidshinder ten gevolge van verkeer (Öhrström et al., 2006). De gegevens over de invloed van minder geluid (‘stilte’) op psychologisch herstel zijn nog zeer beperkt. Maar in lijn met de in de vorige alinea aangehaalde onderzoeken, concludeerde de Nederlandse Gezondheidsraad dat het belangrijk is om te kunnen beschikken over stille locaties, zowel in de natuur als in de woonomgeving en de woning (GR, 2006). E ] Hypertensie en hartinfarct Uit verscheidene onderzoeken komt een verband tussen langdurige blootstelling aan geluid veroorzaakt door weg- of vliegverkeer en hypertensie naar voren (GR, 1994; van Kempen et al., 2002; Eriksson et al., 2007). Ook het recente HYENA-project gaf aanwijzingen voor een verhoogd risico op een verhoogde bloeddruk (hypertensie) bij langdurige blootstelling aan geluid van wegverkeer en luchtverkeer in de buurt van luchthavens (Jarup et al., 2008). In dit laatstgenoemde onderzoek bleek een samenhang met Lnight met een odds ratio van ongeveer 1,1 per 10 dB(A) toename aan geluidsblootstelling; de samenhang met LAeq,16h (dag) was niet statistisch significant. Voor wegverkeer werd een verband gevonden met LAeq,24h met een odds ratio van eveneens ongeveer 1,1 per 10 dB(A) toename van de blootstelling. Het effect bij mannen was sterker dan bij vrouwen. Hypertensie is een belangrijke risicofactor voor cerebrovasculaire accidenten, myocardinfarct en hartinsufficientie. Het gevonden verhoogde risico op hypertensie in relatie met vliegen wegverkeer kan dus bijdragen tot het totale cardiovasculair lijden. Studies die de effecten van lawaai op het cardiovasculair systeem hebben onderzocht, hebben aanwijzingen gevonden voor een toename in de incidentie en prevalentie van hypertensie, angina pectoris, myocardinfarct en een verandering in het gebruik van de gezondheidszorg met een toename van de geluidsblootstelling (van Kempen et al., 2002; Babisch et al., 2005, Greiser et al., 2007, Huss et al., 2010). Het aantal blootgestelden is doorgaans groot en daarom vanuit volksgezondheidsoogpunt van belang. Cardiovasculaire effecten worden over het algemeen niet waargenomen bij waarden van LAeq,6-22h kleiner dan 60 dB(A). Verder is er, in het bijzonder bij wegverkeer, sprake van gelijktijdige emissie van geluid en luchtverontreiniging (Davies et al., 2009). Beide hebben negatieve effecten op het hart- en vaatstelsel. De precieze samenhang is onduidelijk (Beelen et al., 2009). Ten slotte is hier vermeldenswaard dat geluid ook invloed kan hebben op de mentale gezondheid, waaronder depressie. Aanwijzingen zijn gevonden bij in het algemeen hoge niveaus (en veelal beroepsmatige blootstelling). Voor een overzicht zij verwezen naar Stansfeld et al., 2000. Depressie kan net als hypertensie bijdragen tot hartaandoeningen zoals angina pectoris.


2.2.3

Blootstelling

De WHO-aanbeveling voor het maximale omgevingsgeluid aan de gevel van woningen staat op een equivalent geluidsniveau van 55 dB(A) (dagen avondperiode van 16 uur) (Berglund et al., 2008). In de EU is meer dan 55 % van de bevolking in stedelijke gebieden blootgesteld aan hogere niveaus (Lden), meer dan 17 % in die gebieden aan niveaus groter dan 60 dB(A) (EC, 2008). In België zal dat zeker niet gunstiger zijn. Resultaten van metingen in Brussel tonen aan dat 17 % van de Brusselse bevolking overdag is blootgesteld aan een hoog tot zeer hoog geluidsniveau (tussen 70 en 75 dB(A)) en 6 % aan meer dan 75 dB(A). ’s Nachts gaat het om 30 % van de inwoners die blootgesteld wordt aan niveaus van 60 dB(A), wat als zeer hinderlijk wordt ervaren (BIM, 2008). 29 % van de gezinnen in Brussel klaagt er dan ook over hinder te ondervinden van het wegverkeerlawaai. In Vlaanderen werd in 2007 meer dan 30 % van de bevolking blootgesteld aan een equivalent geluidsniveau ten gevolge van wegverkeer van meer dan 65 dB(A) overdag aan de gevel (Van Steertegem, 2009). In 2004 waren ongeveer 12.500 omwonenden van Vlaamse luchthavens blootgesteld aan geluidsniveaus (Lden) van meer dan 60 dB(A). In Wallonië is een onderzoek gedaan naar de geluidsniveaus in de buurt van spoorwegen en werd geconstateerd dat rond de 4.000 personen worden blootgesteld aan geluidsniveaus boven de 75 dB(A) gedurende 24 uur en 28.000 personen worden blootgesteld aan een niveau tussen de 55 en 59 dB(A). Voor de geluidsniveaus enkel tijdens de nacht waren 2.500 personen blootgesteld aan een geluidsniveau hoger dan 70 dB(A). Aan geluid van wegverkeer worden ongeveer 500.000 personen blootgesteld, waarvan 250.000 aan niveaus boven de 55 dB(A) en 6.100 aan niveaus boven de 75 dB(A). Naast blootstelling worden ook zelfgerapporteerde hinder en slaapverstoring via enquêtes in kaart gebracht. In Vlaanderen wordt het schriftelijk leefbaarheidsonderzoek (SLO) op geregelde tijdstippen herhaald. Hieruit blijkt dat verkeer en vervoer de belangrijkste bron van geluidshinder zijn, maar dat het percentage ernstig gehinderden licht daalt (van 15 % in 2000 naar 12,9 % in 2008). Uit het SLO blijkt tevens dat de nachtrust van 15 % van de bevolking in Vlaanderen regelmatig verstoord wordt door geluid (10 % door wegverkeer, 3 % door luchtvaart en iets meer dan 1 % door spoorverkeer). Tabel 10 vergelijkt de geluidshindersituatie tussen de gewesten. Tabel 10. Aandeel van de bevolking dat tamelijke geluidshinder ervaart door verkeer en vervoer naar bron van de hinder in %.

Bron van de hinder Straatverkeer Treinverkeer Luchtvaart (1)

Vlaanderen 30 4 10

Wallonië 39(1) -

Brussel 28 2,8 -

uigedrukt als percentage woningen waar mensen toemalijke geluidshinder

ondervinden

2.2.4

Gezondheidsimpact

Blootstelling aan omgevingslawaai heeft dus een belangrijke invloed op de gezondheid. Dat blijkt direct uit de mate waarin mensen hinder en slaapverstoring melden. Maar op grond van de huidige kennis kan met redelijke zekerheid worden gesteld dat de blootstelling aan lawaai door mobiliteit - verkeer en transport - tot verder gaande gezondheidseffecten leidt. In het bijzonder moet worden gevreesd voor een nadelige invloed op het optreden van hart- en vaatziekten. Uit de besproken literatuur komt verder naar voren dat een van de meeste gezondheid bedreigende effecten de verstoring van de slaap is (WHO, 2009; Passchier-Vermeer & Passchier, 2005; Griefahn & Spreng, 2004). In een rapport van WHO-Europa wordt gesteld dat ter waarborging van de gezondheid de nachtelijke geluidbelasting tot een minimum zou moeten worden gereduceerd (WHO, 2009). Daarbij past de aantekening dat deze regel de mensen die in het kader van de “24-uurseconomie” overdag moeten slapen niet beschermt.


Een kenmerk van geluid is dat de blootgestelde het kan waarnemen. Die waarneming biedt een aanknopingspunt om de blootstelling in de toekomst te verminderen of te vermijden, bijvoorbeeld door ramen beter te isoleren of aan de rustige kant van het huis te gaan slapen. Dit is echter enkel mogelijk indien de blootgestelde de juiste persoonlijke kenmerken heeft die leiden tot dit probleemoplossend denken en de nodige economische draagkracht heeft (Botteldooren & Lercher, 2004; Lercher, 1996), en dat is zeker niet altijd het geval. Daarnaast zijn sommige mensen weinig of niet gehinderd door de blootstelling aan het omgevingslawaai en hebben mede daarom niet de neiging tot adaptief gedrag. Zij lopen dus mogelijk een verhoogd risico. Als bijvoorbeeld de invloed van geluid op hart- en vaatziekten (ook) via andere mechanismen verloopt zijn deze mensen extra kwetsbaar. Verder is (ook) voor effecten van geluid op de gezondheid een integrale beoordeling aangewezen. Zeker de geluidsblootstelling door mobiliteit gaat vrijwel steeds in meerdere of mindere mate gepaard met blootstelling aan de uitstoot van verbrandingsmotoren en aan laagfrequent geluid en trillingen. Hierbij wordt de impact nog niet rekening gebracht op het karakter van de leefomgeving (en daarmee op gezondheid en welbevinden) door het verdwijnen van natuur en doorsnijding van leefgemeenschappen door wegen (overigens kan weloverwogen aanpassing van de infrastructuur ten behoeve van de mobiliteit ook gunstig uitpakken). Over de gevolgen van samenhangende blootstelling aan geluid en luchtverontreiniging is hiervoor onder hart- en vaatziekten reeds gesproken. Het onderwerp van laagfrequent geluid en trillingen blijft veelal onderbelicht. In bepaalde situaties gaan passages van voertuigen en vliegtuigen ook gepaard met laagfrequent geluid (Leventhall, 2004). Bij het gebruik van de A-weging wordt met de hoorbaarheid van dit geluid - met frequenties tussen 10 en 80 Hz - onvoldoende rekening gehouden (Leventhall, 2004). Bij mensen die het geluid horen werkt het als een stressor en leidt tot hinder en (soms) angstgevoelens (Passchier-Vermeer, 1998a). Laagfrequent geluid draagt verder dan ‘gewoon’ geluid en kan daarom op grotere afstanden van verkeersaders en spoorlijnen een rol spelen dan de ‘gewone’ geluidsoverlast. Dat geldt ook voor trillingen. Trillingen kunnen overeenkomende gevolgen hebben bij mensen—hinder en angstgevoelens (Passchier-Vermeer, 1995; Passchier-Vermeer, 1998b). Het gemiddelde geluidsniveau over een dag is een indicator voor de mate van trillingshinder (Passchier-Vermeer, 1998b), maar er zijn ook situaties waarbij wel sprake is van trillingen en niet of slechts beperkt van geluidsoverlast (bijvoorbeeld in de omgeving van trein- of tramtunnels). Het overzicht van de gegevens over de gevolgen van blootstelling aan geluid veroorzaakt door mobiliteit voor de gezondheid, maakt duidelijk dat die blootstelling, in tegenstelling tot wat soms wordt gedacht, leidt tot een ernstig volksgezondheidsprobleem. Door alleen de aandacht op geluidshinder te richten, geschat volgens de in Europa gangbare blootstelling-responsrelaties (Miedema & Oudshoorn, 2001; Miedema et al., 2003; Miedema & Vos, 2004), wordt het probleem onderschat. Door allerlei oorzaken kan de hinder, in het bijzonder bij vliegtuigpassages, meer zijn dan op grond van vroeger onderzoek geschat. Daarnaast verstoort het geluid de slaap, wat wel als het meest bedreigende gezondheidseffect van blootstelling aan verkeersgeluid is betiteld (WHO, 2009). Chronische blootstelling aan omgevingslawaai overdag en ’s nachts draagt bij aan het risico op hart- en vaatziekten. Ten slotte gaat de geluidsblootstelling gepaard met veelal gelijktijdige blootstelling aan luchtverontreiniging, laagfrequent geluid en trillingen, stressoren die bijdragen tot dezelfde gezondheidseffecten. Sommige groepen zijn meer dan andere kwetsbaar voor de gevolgen van blootstelling. Die omvatten: kinderen (in verband met leerproblemen), chronisch zieken (in verband met slaapverstoring), ouderen (in verband met slaapverstoring en het risico op hart- en vaatziekten), personen met avond- en nachtwerk (in verband met slaapverstoring). In Vlaanderen is getracht invloed van weg-, vliegen railverkeer op de gezondheid te kwantificeren in termen van het verlies aan gezonde levensjaren (DALY’s) (Stassen et al., 2008). Het resultaat is dat naar schatting ongeveer 2 % van de totale ziektelast samenhangt met


blootstelling aan transportgeluid, wat overeenkomt met ongeveer 20 % van de ziektelast door luchtverontreiniging en omgevingsgeluid. Overeenkomstige cijfers voor Wallonië of Brussel zijn niet beschikbaar. De getallen moeten ook voorzichtig geïnterpreteerd worden. Door het niet in rekening brengen van o.a. hypertensie (mortaliteit) en gezondheidseffecten waarvoor wel aanwijzingen bestaan, maar geen informatie over een mogelijke kwantitatieve relatie, kan er sprake zijn van een onderschatting. In een Europees onderzoeksproject is recent getracht de gezondheidskosten van geluidsblootstelling te waarderen in monetaire termen (Maca et al., 2008). Voor België varieerde het resultaat voor het geluid van wegverkeer van €3.000 bij een Lden-waarden van 50 dB(A) tot €20.000 bij 70 dB(A) per 1.000 blootgestelde inwoners per jaar. Ook deze getallen illustreren dat het hier over een niet verwaarloosbaar volksgezondheidsprobleem gaat. 2.2.5

Beleid

Het beleid tot het terugdringen van de geluidsbelasting door verkeer (en overige bronnen in de omgeving) is in België toebedeeld aan de gewesten. Naast eigen beleid moeten zij de Europese regelgeving ter zake uitvoeren. Die regelgeving is zeer beperkt en verplicht de lidstaten om voor stedelijke agglomeraties geluidskaarten op te stellen en daarop in elk geval de contouren van geluidsniveaus met behulp van de maten Lden en Lnight aan te geven (EC, 2002). Het gaat dan om de gebieden van Antwerpen, Gent, Brussel, Luik en Charleroi. Daarnaast schrijft de Europese Richtlijn het opstellen van actieplannen voor. Voor de geluidsbelasting rond luchthavens biedt de Europese regelgeving mogelijkheden voor het opleggen van beperkingen, bijvoorbeeld met betrekking tot nachtvluchten en het weren van lawaaiige vliegtuigen op basis van de classificatie van de Internationale Organisatie voor de Burgerluchtvaart (International Civil Aviation Organization ICAO) (EC, 2002b). Beleidsmaatregelen ter bescherming van de gezondheid tegen de effecten van geluidsblootstelling kunnen worden voorbereid aan de hand van de bron-blootstelling-effectketen, waarbij maatregelen in het begin van de keten in het algemeen effectiever zijn, maar veelal ook lastiger te realiseren. Het geheel van maatregelen kan worden uitgewerkt in de vorm van actieplannen die dan een grotere reikwijdte zouden moeten hebben dan alleen de stedelijke gebieden waarop de Europese regelgeving zich richt. Beperking aan de bron heeft betrekking op stillere auto’s, treinen en vliegtuigen, een terrein waarop al veel is bereikt, maar waarvan de effecten voor een deel weer te niet zijn gedaan door de stijgende vervoersbehoefte. Voor wegverkeer kan daarnaast geluidsreductie worden verkregen door aanpassing van de aard van het wegdek (‘stiller asfalt’), daar het geluid van het contact banden-wegdek een belangrijk deel van het wegverkeersgeluid vertegenwoordigd. Een geheel andere bronmaatregel is de beïnvloeding van de mobiliteitsvraag. Door bijvoorbeeld bevordering van openbaar vervoer ten koste van het particuliere vervoer (modal shift) kan een reductie van het wegverkeersgeluid (en ook luchtverontreiniging en trillingen) worden bewerkstelligd. Blootstelling kan verder worden verminderd via maatregelen op het terrein van de ruimtelijke ordening. Door het scheiden van woonomgeving van verkeersaders (weg, rail) en van luchthavens kan de belasting van mensen in hun woonomgeving worden verkleind. Vooral met particulier wegverkeer doet zich dan wel de spanning voor dat iemand zijn woning per auto wil kunnen bereiken, maar dat daarmee wel aanzienlijke geluidsoverlast kan ontstaan omdat zijn buurman dezelfde wens heeft (commons dilemma). Andere vormen van blootstellingsbeperking zijn onder meer geluidsschermen langs wegen en woningisolatie in de buurt van wegen en vliegvelden. De laatste maatregel (bijvoorbeeld ramen met twee- of driedubbel glas en suskasten voor de ventilatieopeningen) legt dan wel beperkingen aan de bewoners op, bijvoorbeeld door het niet meer kunnen openen van ramen. Een andere maatregel die zowel op overheidsniveau als individueel niveau een rol speelt, is het creëren van stille zijden in woningen. Dit begint op het niveau van planning van een wijk en de verkeersaders en heeft gevolgen voor de constructie van


woningen en ten slotte voor het gebruik. Een voorbeeld is het situeren van de slaapkamers aan de stille zijde van de woning waardoor slaapverstoring door transportgeluid wordt tegengegaan. Voor het vliegtuiggeluid dat ‘van boven’ komt is een stille zijde minder effectief. Uiteindelijk kan men nog aan persoonlijke bescherming denken, zoals oordoppen tijdens het slapen of gebruik van slaapmiddelen. De HGR meent dat dit uiterste redmiddelen zijn om een onverantwoorde situatie tijdelijk draaglijk te maken. Hij meent dat deze vorm van ‘bescherming’ geen uitgangspunt van overheidsbeleid kan zijn voor de algemene bevolking. Met deze exemplarische opsomming is het arsenaal van typen maatregelen niet uitgeput. Een instrument is uiteraard normstelling in de vorm van referentie- en streefwaarden. De WHO heeft daartoe aanbevelingen gedaan (Berglund et al., 1999; WHO, 2009). De HGR beveelt aan om voor diverse typen locaties dergelijke normen vast te stellen zowel voor de geluidsbelasting overdag als ’s nachts. Hij meent dat een zekere differentiatie tussen diverse locaties onvermijdelijk is, daar verkeersaders en luchthavens locatiegebonden zijn. Wel zal er bij zulke normen rekening moeten worden gehouden met de eerder geïdentificeerde kwetsbare groepen, zoals kinderen (in verband met leerprestaties), chronisch zieken (in verband met hart- en vaatziekten) en shiftwerkers (in verband met slapen buiten de nachtelijke uren). Zoals hiervoor is aangegeven, is op Europees niveau besloten om geluidskaarten en actieplannen in elk geval te baseren op de geluidsmaten Lden en Lnight. Voor deze maten zijn verbanden met geluidshinder en slaapverstoring vastgesteld. De HGR herhaalt haar eerdere waarschuwing dat deze relaties een onderschatting kunnen geven van de daadwerkelijke hinder en slaapverstoring. Daarnaast meent de HGR dat niet in alle situaties deze maten adequaat zijn vanuit het oogpunt van bescherming van de volksgezondheid. Bij bijvoorbeeld vliegtuigen is ook het aantal passages van belang, evenals de geluidsbelasting van een enkele passage. In onderzoek zijn, in het bijzonder voor de verstoring van de slaap, daarbij worst case-scenario’s geïdentificeerd. Voor wegen railverkeer gelden soortgelijke overwegingen. Deze zullen dus ook onderdeel van het beleid moeten zijn (wat overigens niet strijdig is met de Europese regelgeving). Ten slotte wijst de HGR nog op regulering van de mobiliteitsstromen. Voorbeeld zijn een verbod van nachtvluchten of een grens aan hun aantal, en een verbod van vrachtwagenverkeer in woonwijken, al dan niet op bepaalde tijdstippen. Veelal hebben deze maatregelen betrekking op nachtelijk verkeer ter bescherming van de slaap. De raad wijst op de eerder besproken bevinding dat het verstorend effect van geluid tijdens het eind van de slaapperiode groter is dan aan het begin en dat daarmee bij dit soort maatregelen rekening zou moeten worden gehouden.


2.3 Verkeersongevallen 2.3.1

Algemeen

Elke dag sterven wereldwijd zo’n 3.000 mensen ten gevolge van letsels opgelopen bij verkeersongevallen (WHO, 2004). In België daalde het aantal verkeersdoden (doden binnen 30 dagen na een ongeval) tussen 2000 en 2008 met 36 % (van 1.470 naar 944) (FOD Economie, 2010). Ondanks deze positieve evolutie behoort België in Europees verband nog steeds bij de matig presterende landen indien men de vergelijking maakt op basis van het aantal doden binnen 30 dagen na een ongeval per 100.000 inwoners (8,8 in 2008) of per miljard afgelegde voertuigkilometers (9,66 in 2008). In 2008 lag het aantal verkeersdoden op de Belgische wegen historisch laag, 13,8 % minder dan in 2007. Hiermee duikt het aantal verkeersdoden voor het eerst onder de grens van 1.000 per jaar. Het opmerkelijkste resultaat komt uit Wallonië. In tegenstelling tot de voorbije jaren werd er in 2008 wel een duidelijke daling opgetekend: het aantal dodelijke slachtoffers daalde er met 19,4 %. In Vlaanderen daalde dat aantal met 8,2 %, in Brussel met 18 %. Zie Tabel 11 voor absolute cijfers. Tabel 11. Aantal verkeersslachtoffers in 2008 (FOD Economie, 2010). Vlaams Gewest Brussels Hoofdst. Waals Gewest Gewest Aantal doden 30 dagen 495 35 414 Aantal zwaargewonden 4.418 222 2.142 Aantal lichtgewonden 36.654 4.795 16.205

Ondanks dat personen boven de 80 jaar slechts 3 % van alle letselongevallen uitmaken, heeft deze groep de hoogste sterftecijfers, door de hogere sterftekans eens gewond en ook als voetgangers zijn ze kwetsbaarder door de vaak relatief ernstige verwondingen. Jongeren van 1519 jaar tonen de tweede hoogste sterftecijfers en zijn verantwoordelijk voor 30 % van alle doden. 45 % van alle DALY’s ten gevolge van verkeersongevalletsels zijn te vinden bij de groep 15-29 jarigen, 77 % van alle DALY’s komen voor bij mannen (Sethi, 2008). Indien men echter ongevalrisico’s wil bepalen heeft men twee types van gegevens nodig: het aantal ongevallen (of sterftes, gewonden…) en de blootstelling die men kan uitdrukken door de proportie verplaatsingen, het aantal kilometers of tijd doorgebracht op de weg. Gegevens over beide parameters zijn vaak ontoereikend om een risico af te leiden dat vergelijkingen tussen regio’s mogelijk maakt (Elvik & Mysen, 1999; Jacobsen, 2003). Hierna gaat de HGR dieper in op twee groepen zwakke weggebruikers, namelijk voetgangers/fietsers en kinderen/jongeren. Dit zijn twee groepen die vaak uit dezelfde personen bestaan. 2.3.2

Aandacht voor zwakke weggebruikers

A] Ongevalsrisico’s voor fietsers en voetgangers Het aantal fietsongevallen, is onderschat door een ernstige onderregistratie (Dhillon et al., 2001). Schattingen over de graad van de onderregistratie verschillen. Slechts 19 % van de Belgen met een acuut letsel ten gevolge van een ongeluk tijdens het pendelen met de fiets, bevestigt dat de politie het ongeluk registreerde (Aertsens et al., 2010). Een vergelijking van het aantal ziekenhuisopnames ten gevolge van een fietsongeluk met het aantal door politie geregistreerde gevallen toont dat deze laatste slechts 50 % van de gevallen registreert in Europa (De Mol & Lammar, 2006) en tot slechts 10 % in de VS (Pucher & Dijkstra, 2003; Stutts et al., 1990). Het belang van lichte fietsongevallen (dat wil zeggen zonder hospitalisatie of hospitalisatie korter dan


24 uur) blijkt nog sterker als de (o.a. medische) kosten die ermee gepaard erbij worden betrokken; die zijn hoger dan algemeen wordt aangenomen (Aertsens et al., 2010). Statistieken over het aantal afgelegde kilometers of fietsers zijn vaak nog problematischer. In de OESO-landen zijn in de officiële statistieken geen data beschikbaar en nationale gegevens zijn soms enkel verzameld om de 10 jaar, bv. in België (Vandenbulcke et al., 2009). Verschillende onderzoeken zijn het er echter over eens dat de risico’s voor fietsers vaak een grootteorde hoger liggen dan voor autobestuurders, uitgedrukt in ongevallen per jaar of per eenheid van afgelegde afstand (Elvik, 2009; Pucher & Dijkstra, 2003). In tegenstelling tot wat men zou verwachten (de Lapparent, 2006 Degreauwe, in prep.) lijkt het risico om fysiek verwond te raken iets kleiner bij mannen dan bij vrouwen. Zowel jongeren (< 15 jaar) als ouderen worden vaak vermeld als risicogroepen. Vandenbulcke et al. (2009) toonden aan dat in België, de risico’s in steden een stuk lager liggen dan in landelijke gebieden. Voetgangerletselrisico’s zijn in verschillende Europese landen gelijkaardig aan deze van fietsers (Pucher & Dijkstra, 2003; Elvik, 2009) maar de sterftecijfers van voetganger zijn tot 3 keer hoger per kilometer in de VS (Pucher & Dijkstra, 2003). Het ongevallenrisico blijkt te verschillen tussen de verschillende Belgische gemeenten en regio’s. Vandenbulcke et al. (2009) vonden dat het aandeel van verplaatsingen met de fiets in België het hoogst is in regionale steden (25.000 tot 125.000 inwoners) in vergelijking met meer landelijke steden en gemeenten, maar ook in vergelijking met de grootste steden. Deze auteurs stelden ook regionale verschillen vast met een hoger fietsgebruik en lager individueel risico in Vlaanderen en een lager fietsgebruik en een hoger ongevallenrisico in Wallonië. In sommige gevallen is er aangetoond dat de snelheid van gemotoriseerd vervoer het ongevallenrisico voor fietsers bepaalt. Zo zijn in omstandigheden waarin snelheden laag (steden, overdag) of hoog (landelijke gebieden, ’s nachts, droog weer) zijn, de risico’s op ongevallen ook respectievelijk laag of hoog (de Lapparent, 2006; Eluru et al., 2008; Vandenbulcke et al, 2009). Snelheidsbeperkingen en overdreven snelheid beïnvloeden de letseluitkomst (bij diegenen die een ongeval hebben gehad), waarbij enkel snelheden onder de 30 km/u veilig zijn en de meest ernstige verwondingen verbonden zijn met de hoogste snelheden (Daniels et al., 2010a; Eluru et al., 2008; Kim et al., 2007). Dit geeft een indicatie voor welke wegontwerpen mogelijk letsels kunnen verminderen. Aparte fietsstroken verlagen het risico op ongevallen (de Lapparent, 2006). Op rotondes scoren vrijliggende fietspaden beduidend beter dan aanliggende fietspaden tegen de rand van de rijweg (Daniels et al., 2009). Infrastructuurwerken hebben echter ook een valkuil. Zo stijgt het risico op een ongeval als men enkel de verkeersdensiteit aanpakt en niet de snelheid (minder druk verkeer laat immers een hogere snelheid toe, wat het risico op ongevallen voor de zwakke weggebruikers verhoogt) (Shefer & Rietveld, 1997). Fietsen op voetpaden leidt tot een lager aantal aanrijdingen met gemotoriseerde voertuigen, maar tot een verschuiving van ernstig gewonden van fietsers naar voetgangers (Chong et al., 2009). Fietsers in gebieden met betere voorzieningen lijken ook hogere risico’s te nemen (of hebben een verminderde aandacht) dan fietsers in minder voorziene gebieden (de Lapparent, 2006; Vandenbulcke, pers. comm.) en dragen minder beschermende uitrusting (helmen, fluoriscerende vestjes, fietslichten…). Aangezien 33 % van de gehospitaliseerde fietsers hoofdverwondingen hebben, kan het dragen van een helm de ernst van deze verwondingen verminderen (Zentner et al., 1996).


Veiligheid door aantallen Over het algemeen is het aantal ongevallen met fietsers of voetgangers het meest gecorreleerd met het aantal fietsers of wandelaars of de afgelegde afstand (Vandenbulcke et al., 2009). Empirisch onderzoek toont evenwel aan dat dit verband niet lineair is en best wordt beschreven door een machtsfunctie met een exponent kleiner dan 1 (Daniels et al., 2010b; Elvik, 2009; Jacobsen, 2003). Dat betekent dat een stijging van het aantal verplaatsingen te voet of met de fiets leidt tot een minder dan evenredige stijging van het aantal verkeersongevallen. De literatuur spreekt in dit verband over ‘veiligheid door aantallen’ omdat het individuele risico daalt bij een toename van het aantal verplaatsingen. B] Kinderen en jongeren Jongeren tussen de 15-29 jaar maken 30 % uit van alle verkeersdoden in Europa (Sethi, 2008). Dit geldt ook voor België (33 % in 2008; FOD Economie, 2010). Jongere kinderen zijn voornamelijk kwetsbaar omdat zij zich enkel maar zelfstandig kunnen verplaatsen met de fiets of te voet, bovendien zijn zij vaak minder zichtbaar in het verkeer door hun gestalte en zijn zij zich minder bewust van de gevaren (Boesch et al., 2008). In Vlaanderen heeft tot 35 % van de jongeren posttraumatische stressstoornissen (PTSS) tot één jaar na een verkeersongeval (Bal & Tierens, 2009). Psychologische effecten maken ook een belangrijk deel uit van de kosten verbonden aan fietsongevallen bij volwassenen (Aertsens et al., 2010).


2.4 Fysieke activiteit A] Risico’s voor de volksgezondheid Nauw aansluitend bij verkeersongevallen is het gebrek aan fysieke activiteit. Uit vrees voor onveilige wegen kunnen ouders hun kinderen afraden met de fiets of te voet naar school te gaan. Dit ontmoedigt kinderen om ook elders of later te wandelen of te fietsen. Dit gebrek aan fysieke activiteit draagt bij tot obesitas en andere ziekten. Dit is onrustwekkend omdat cardiovasculaire risicofactoren (zoals ook obesitas) hun ontstaan kennen in de jeugd en blijven bestaan doorheen de volwassenheid. Het ontwikkelen van goede fysieke activiteitspatronen in de kindertijd, om obesitas tegen te gaan, is essentieel om het risico op cardiovasculaire ziektes te verminderen (Kuhl & Cooper, 1992). Fysieke inactiviteit heeft mogelijk een grotere impact op de gezondheid dan alle andere transport gerelateerde gezondheidsrisico’s (Dora, 1999; Dora en Phillips, 2000). De keuze voor een actieve vervoerswijze heeft verschillende voordelen, zoals minder respiratoire aandoeningen en een beter mentaal welzijn, minder geluidshinder en een verbeterde fysieke activiteit die bijdraagt tot minder obesitas en hartaandoeningen. Eerder niet getrainde gezonde proefpersonen uit Oost-Vlaanderen die regelmatig naar het werk fietsten (drie maal per week gedurende 1 jaar) ondervonden een positieve invloed op risicofactoren voor cardiovasculaire aandoeningen (de Geus et al., 2008). Men vond ook aanwijzingen dat de gezondheidsgerelateerde levenskwaliteit zou verbeteren. B] Blootstelling Uit een Europese studie (Sjöström et al., 2006) bleek 25 % van de Belgen voldoende fysiek actief. België scoort hiermee onder het Europees gemiddelde van 29 %. Vrouwen bleken significant minder actief te zijn dan mannen, respectievelijk 21 % en 30 %. In cijfers over de prevalentie van sedentarisme 7 moet België enkel Frankrijk laten voorgaan als slechtste leerling. In België rapporteerde 40 % van de bevolking een sedentaire levensstijl, ook hier werd een duidelijk verschil gevonden tussen man en vrouw, namelijk 35 en 45 %. Deze vaststelling werd bevestigd doordat België de laagste prevalentie van wandelen (opgevat als 5 keer per week 30 minuten) rapporteerde (25 %). Het percentage van personen die dagelijks meer dan 6 uur per dag al zittend doorbrengt, ligt op iets meer dan 40 %, waarmee België een gemiddelde score haalt. Jongeren hadden een grotere kans om meer dan 6 uur per dag al zittend door te brengen. Uit een rapport van de WHO Europa (Cavill et al., 2006) bleek dat slechts één derde van de 1115 jarigen voldoende fysiek actief is (dagelijks 60 minuten milde fysieke inspanning). Cijfers over fietsen werden niet in de studie van Sjöström et al. (2006) opgenomen, maar recent is wel onderzoek uitgevoerd (Vandenbulcke et al., 2009) naar het fietsgebruik in België. Hierbij kwam een noord-zuidscheiding in fietsgebruik naar voor. Dit komt doordat stedelijke omgevingen het gebruik van niet-gemotoriseerde transportmodi en meer bepaald fietsen, aanmoedigen. Dicht bebouwde gebieden werken korte pendelafstanden in de hand en bevorderen het fietsen. Aan het andere uiterste, pendelaars die in dun bevolkte gebieden leven moeten vaak grotere afstanden afleggen en hangen dus meer af van (privé) gemotoriseerd vervoer, aangezien ook openbaar vervoer in dun bevolkte gebieden vaak minder frequent is. De grootste steden daarentegen hebben een lager fietsgebruik dan regionale steden, door het groter aanbod aan openbaar vervoer, wat op zijn beurt dan weer het wandelen aanmoedigt. Hoewel fietsen persoonlijke en maatschappelijke voordelen met zich meebrengt, die elk op zich de gezondheid kunnen bevorderen, bestaan er belangrijke drempels om te fietsen (en bij uitbreiding wandelen): angst voor diefstal/vandalisme, slecht weer, sociale druk, heuvels, hellingen en lange afstanden (Gatersleben & Appleton, 2007 ; Parkin et al., 2008 ; Pucher et al., 1999 ; Rietveld, 2001; Rietveld & Daniel, 2004). De belangrijkste drempel om te fietsen is echter 7 sedentarisme omvat een aantal bezigheden die allen gemeen hebben dat ze weinig energie vergen, een voorbeeld hiervan is de tijd gespendeerd voor een scherm


de bekommernis over de verkeersveiligheid en het ontbreken van een goede infrastructuur (Parkin et al., 2007; Pucher et al., 1999; Vandenbulcke et al., 2009). Bekommernissen over de blootstelling aan luchtvervuiling blijken relatief onbelangrijk te zijn (Int Panis et al., 2009). Goed onderhouden, toegankelijke en veilige wandelbare buurten moedigen mensen aan tot fysieke activiteit, zoals wandelen en fietsen. Dit helpt een sedentaire levensstijl, obesitas en cardiovasculaire aandoeningen tegen te gaan. Ook open en groene ruimtes hebben een positief effect (Ellaway et al., 2005). C] Gezondheidsimpact Het bepalen van de gezondheidsimpact van een sedentaire levensstijl is moeilijk. Toch schat de WHO Europa (Cavill et al., 2006) de impact van fysieke inactiviteit op 1 miljoen voortijdige sterfgevallen per jaar in de volledige WHO Europese Regio (of 10 % van het totaal aantal), daarboven is het aantal DALY’s geschat op 8,3 miljoen (of 5 % van het totaal). Nederland, het minst sedentaire land van Europa (Sjöström et al., 2006), houdt het aantal sterftes door fysieke inactiviteit op 6 % van de totale sterfte (Wendel-Vos, 2010) Ondanks de hogere blootstelling van fietsers aan luchtvervuiling, tonen voorlopige resultaten van een analyse in het kader van het INTARESE-project (www.intarese.org) aan dat het aantal gezonde levensjaren gewonnen door te fietsen naar het werk aanzienlijk hoger ligt dan het aantal verloren levensjaren door luchtvervuiling (Hoek, 2010b). Mogelijk zijn in die studie echter de risico’s van luchtvervuiling en ongevallen onderschat door een gebrek aan data en omdat enkel naar mortaliteit is gekeken. Nochtans gaat men er in het algemeen van uit dat fysieke activiteit in open lucht meer voor- dan nadelen heeft voor de gezondheid. Dit geldt des te meer omdat de trend van verschillende milieuverontreinigingen daalt. De belangrijkste tegenindicatie van sporten in vervuilde lucht is wanneer de troposferische ozonconcentraties hoger zijn dan 200 microgram per kubieke meter. In deze situatie doet de sporter vaak beroep op zijn haast volledige longcapaciteit, terwijl die door de verontreiniging wordt beperkt.


2.5 Leefbaarheid en psychologische gezondheidseffecten A] Risico’s voor volksgezondheid Welzijn wordt onder andere gedefinieerd door de mate waarin aan belangrijke behoeften wordt voldaan (Steg & Gifford, 2005). Transportmogelijkheden dragen in grote mate bij tot welzijn door de toegankelijkheid tot (publieke) diensten en de arbeidsmarkt (Moshammer et al., 2005). Transport bevordert sociale inclusie en de ontwikkeling van sociaal kapitaal. Enerzijds door toegang tot werkgelegenheid, maar ook door te kunnen aansluiten met andere personen en groepen, waardoor zich ook andere kansen tot sociale interactie kunnen voordoen. Deelnemen aan het openbaar vervoer is op zich al een gelegenheid sociaal kapitaal op te bouwen en zich verbonden te voelen met de gemeenschap (Stanley & Vella-Brodrick, 2009). En net die verbondenheid met en participatie aan de gemeenschap is in onze huidige samenleving aan het degraderen. Putnam (2000) suggereerde dat een te grote afhankelijkheid van onze samenleving van individueel gemotoriseerd vervoer, zoals de auto, een negatief effect heeft op de ontwikkeling van sociaal kapitaal. Mobiliteit is een basisbehoefte, maar zoals die nu vaak wordt ingevuld gaat die gepaard met een grote mate van immobiliteit en daaruit volgen sociale moeilijkheden, zoals isolatie en segregatie. Zo is de beperkte mobiliteit van ouderen geassocieerd met sociale isolatie, depressie en gezondheidsproblemen (Pickup & Giuliano., 2005); en hebben straten en wijken met druk verkeer een minder sterk sociaal netwerk, een bepalende factor voor gezondheidseffecten (Dora, 1999). Stress is het meest voorkomende psychologische gevolg van verkeer. Stress is te wijten aan een veelheid van factoren zoals bv. verkeersletsels, geluidshinder, trillingen, luchtvervuiling, de ervaren moeilijkheden van het rijden en parkeren en de beperking van straatactiviteiten. De verkeersstress is direct gelinkt aan een omgeving die sterk gehinderd is door auto’s of buurten in de nabijheid van grote hoofdwegen of autosnelwegen. Deze verkeerstress is verbonden met gezondheidseffecten en grotere risico’s op depressie. Hoe groter de drukte van hoofdwegen en de hinder van de voertuigen in de omgeving is, hoe groter de risico’s zijn voor de gezondheid (Gee &Takeuchi, 2004; Song et al., 2007). Dit toont aan dat een omgeving bepaald door drukke verkeersassen een negatieve invloed heeft op de psychische gezondheid. Zo zijn ook de totale sterfte en de sociale verschillen in mortaliteit kleiner in groene gebieden vergeleken met gebieden die minder toegang hebben tot groene ruimtes (Mitchell & Popham, 2008). Niettegenstaande de vele negatieve invloeden van mobiliteit, kan het onderweg zijn ook een positieve invloed hebben op het psychologisch welzijn. Verplaatsingen zijn in sommige gevallen een vorm van ontspanning, een moment waarop men zich niet meer in de drukte van het werk bevindt en nog niet in de gejaagdheid van het huis(houden). De weg vertegenwoordigt dan een tussenruimte, een buffer van eenzaamheid die de overgang tussen de twee leefomstandigheden vereenvoudigt (Castaigne et al., 2006). B] Blootstelling Hoewel er nog steeds uiteenlopende zienswijzen zijn over de invulling van het begrip levenskwaliteit, zijn gezondheid, milieu of leefomgeving en sociale rechtvaardigheid drie basisindicatoren voor een goede levenskwaliteit. De omgeving bepaalt het menselijke welzijn en een gezonde, ondersteunende omgeving is noodzakelijk voor levenskwaliteit. Naast basisnoden zoals zuivere lucht, adequate woongelegenheden en o.a. zuiver drinkwater zijn open en rustige omgevingen met toegankelijke, goed onderhouden, veilige open ruimtes en wijken met moderne transportsystemen stimulerende plaatsen voor fysieke activiteiten en sociale interacties (EEA, 2009). Deze beschrijving strookt niet met het beeld van drukke verkeersassen in steden die onoverkomelijke barrières vormen en luchtvervuiling en lawaai produceren. In Antwerpen, Brussel en Luik gaf ongeveer 80 % van de bevolking aan luchtvervuiling als een probleem voor de eigen leefomgeving te ervaren (EEA, 2009a).


C] Impact op gezondheid Net als fysieke activiteit is welzijn of de psychosociale effecten van transport moeilijk te kwantificeren. Een uitzondering hierop is de psychologische nasleep van een verkeersongeval, waar duidelijk de relatie met verkeer vaststaat. 14 % van de overlevenden van een verkeersongeval heeft posttraumatische stressymptomen en 25 % blijft psychische problemen hebben tot een jaar na het ongeval. Dit houdt onder andere nachtmerries en flashbacks in, maar ook het ontwikkelingen van ontwijkingstrategieën voor situaties die deze flashbacks oproepen. Dit alles kan ook leiden tot slaapmoeilijkheden en een verminderde concentratie (Dora en Phillips, 2000). Voorlopige resultaten uit Vlaanderen naar PTSS bij kinderen duiden op cijfers van 6 tot 35 % van jongeren die lijden aan PTSS tot één jaar na het verkeersongeval (Bal & Tierens, 2009) De willingness to pay bij verkeersslachtoffers om deze negatieve psychologische gevolgen niet te ondervinden, is mogelijk belangrijker dan de directe medische kosten van een ongeval (Aertsens et al.,2010).


2.6 Positief effect op de gezondheid In de inleiding is aangegeven dat mobiliteit een verplaatsing is van mensen en goederen van A naar B. Aangezien die verplaatsingen een doel hebben, zijn ze voor de direct belanghebbenden als gewenst te beschouwen: ze brengen hem of haar voordeel. Mobiliteit zal zowel op directe als indirecte wijze een gunstige invloed op de gezondheid hebben. Die relatie is echter complex (Health Impact Assessment of Transport Initiatives. A Guide, 2007). Een voorbeeld van een effect zoals hier bedoeld, is het toegang kunnen hebben tot voedsel vanuit gezondheidskundig oogpunt van goede kwaliteit (Beyond transport policy – exploring and managing the external drivers of transport demand, 2008). Dat geldt, mede dank zij de toename van vlieg-, wegen zeetransport, voor delen van de bevolking in de westerse wereld. Waar echter de producten uit landen in ontwikkeling komen, kan er voor de bevolking in die landen een indirect negatieve invloed op de gezondheid optreden door het beslag op grondstoffen en vruchtbaar land (Lawrence, 2003). Meer in het algemeen geldt dat economische bedrijvigheid, die mede door transportvoorzieningen mogelijk wordt gemaakt, indirect een gunstig effect heeft op gezondheid en welzijn, althans voor bepaalde bevolkingsgroepen. Daarnaast geeft mobiliteit een individu de mogelijkheid deel te nemen aan het arbeidsproces en te recreëren. In principe kan hij of zij zo zin geven aan het leven en de kwaliteit van zijn of haar leven bevorderen (zie punt 2.5). Maar dat is uiteraard wel weer afhankelijk van de kwaliteit van het werk en recreatie. In het bijzonder met betrekking tot het laatste is er net als op het punt van voeding weer sprake van een balans: recreëren voor de welgestelden in de mondiale en lokale samenleving kan een vermindering betekenen voor de mogelijkheden van anderen om natuur en omgeving te benutten. Een ander belangrijk aspect van mobiliteit, dat met het voorafgaande is gerelateerd, is de mogelijkheid van het deelnemen aan het sociale verkeer (zie punt 2.5). Dat betekent - naast de reeds genoemde mogelijkheid van en naar een werkkring te gaan - ook het onderhouden van allerhande sociale contacten. In het Engels spreekt men van social inclusion met als tegenhanger - bij onvoldoende mobiliteitsmogelijkheden - social exclusion (Thomson et al., 2008). In welke mate de beschikking hebben over voldoende mobiliteitsmogelijkheden ook gunstig uitwerkt in termen van gezondheid in somatische zin is niet altijd duidelijk, maar een positieve invloed op de kwaliteit van leven is plausibel. Het beperkte onderzoek dat een direct verband heeft trachten te leggen tussen gezondheidsindicatoren en mobiliteitsmogelijkheden (onder meer autobezit) wijst in die richting (Macintyre et al., 1998, Macintyre et al., 2001). Overigens is mobiliteit maar een van de vele factoren die bepalend zijn voor de mate waarin mensen aan het sociale verkeer kunnen deelnemen.


Tabel 12. Relatieve voordelen van diverse vormen van mobiliteit (Littman, 2009).

Vervoersvorm

Mobiliteit

Relatieve beschikbaarheid a

Doorsneeauto Stadsauto Elektrische auto Bestelwagen Carpooling d Dieselbus Elektrische bus/Tram Taxi Motorfiets Fiets Te voet

3 3 3 3 1 1 1

3 2 2

1 2 2 1

1 1 2 3

Minder externe kosten b

Geen rijvaardigheid nodig c

3 1 2

3 3 3

Lichaamsbeweging

1

2 2

3 3 3

3 2

3 3

Score van 1 (gering voordeel) tot 3 (zeer voordelig). a – in termen van extra financiële voordeligheid b – vermindering van kosten die op de gemeenschap worden afgewenteld c – voor het deelnemen aan mobiliteit worden geen rijvaardigheidseisen gesteld d – als passagier

De verschillende vervoersvormen hebben uiteenlopende voordelen (waaronder gezondheidsvoordelen), zowel op individueel als collectief niveau. Tabel 12 geeft daarvan een overzicht (Littman, 2009). Een doorsneeauto biedt goede mogelijkheden van vervoer, maar heeft daarnaast weinig voordelen in vergelijking met de andere vervoersvormen. Aan de andere kant is de mobiliteit “te voet” beperkt in verplaatsingsmogelijkheden (relatief korte afstanden), maar biedt ze veel andere extra voordelen, zoals minder kosten (“relatieve beschikbaarheid”), minder belasting van het milieu en eenvoudiger infrastructuur (“externe kosten”), geen rijbewijs nodig en goed voor het gestel (“lichaamsbeweging”). De in de tabel genoemde voordelen hebben voor een deel met gezondheid te maken. Dat geldt voor het bevorderen van lichaamsbeweging bij gebruik van fiets en verplaatsing te voet en in mindere mate bij gebruik van openbaar vervoer. Indirecte voordelen voor de gezondheid zijn voor een deel verborgen in “externe kosten”. Door een afnemende belasting van het milieu met uitlaatgassen en lawaai zal de gezondheid van de verkeersdeelnemers en omwonenden worden verbeterd. Ten slotte wijst de HGR op de trend naar duurzame mobiliteit. Veel van de huidige vormen van mobiliteit zijn, niettegenstaande de individuele en maatschappelijke voordelen ervan, op termijn niet houdbaar (Commission of the European Communities 2005, Banister, 2008). Willen we ook de volgende generaties de vruchten van de huidige verworvenheden laten plukken, dan is een transitie naar meer duurzame vormen van mobiliteit vereist. Overigens is dat heel algemeen nodig voor een rechtvaardiger verdeling van de opbrengsten van mens en kapitaal nu en in de toekomst (Rio Declaration on Environment and Development of United Nations Conference on Environment and Development, 1992). Zo’n transitie naar duurzame vormen van mobiliteit is geen eenvoudig proces, maar is noodzakelijk om de voordelen van mobiliteit te behouden (Rotmans & Martens, 2002). Onderdeel van die transitie is tevens het tegengaan van schadelijke gezondheidsinvloed van de huidige vormen van mobiliteit die hiervoor uitgebreid zijn beschreven.


2.7 Gecorreleerde effecten Tot hiertoe is de impact van transport op de gezondheid per afzonderlijke stressor (of per pad van mobiliteit naar gezondheid) besproken. Maar deze factoren werken ook vaak in synergie met elkaar. Verschillende studies benaderen transport dan ook als gezondheidsstressor op zich, eerder dan transport te zien als de oorzaak van gezondheidsstressoren met elk hun impact op de mens. Transport wordt hierbij wel telkens anders geconceptualiseerd. Een recent voorbeeld is de Nederlandse studie (Brunekreef et al., 2009) die het verband bevestigt tussen het wonen nabij een drukke weg (meer dan 10.000 voertuigen per dag) en een verhoogd risico op sterfte (relatief risico van 1,03, CI: 1,00 - 1,08). Ook in een eerdere studie door Finkelstein et al., (2004) werden gelijkaardige vaststellingen gedaan. Het mortaliteitsrisico voor personen die op minder dan 50 m van een grote verkeersweg of op minder dan 100 m van een snelweg wonen bleek 18 % (CI: 2 39 %) hoger dan dat van de referentiepopulatie. Berekend werd dat het wonen nabij een snelweg een verkorting van de levensverwachting met 2,5 jaar met zich meebrengt. Een andere benadering kwantificeert het effect van de verkeersdeelname zelf en besloot dat de tijd gespendeerd in auto’s, op het openbaar vervoer, op motorfietsen of fietsen consistent was geassocieerd met een verhoging van het risico op een myocardiaal infarct (Peters et al., 2004). Welke de mechanismen zijn achter dit gezondheidseffect, zijn bij deze onderzoeken moeilijk te achterhalen, bv. stress of luchtverontreiniging door verkeer.

Om de totale gezondheidsimpact van transport te kwantificeren, vertrekt men van de verschillende stressoren die veroorzaakt worden door transport en wordt de som van de delen genomen en in één indicator geïntegreerd. De HGR raad meent dat de ziektelast uitgedrukt in disability-adjusted life-years (DALY’s) een bruikbare maat is, daar die toelaat de gezondheidsimpact van verschillende factoren in rekening te brengen en een vergelijking toelaat tussen verschillende gezondheidsrisico’s. De ziektelast in DALY’s geeft een indicatie van de (verwachte) hoeveelheid verloren gezonde levensjaren ten gevolge van ziekte en sterfte. Jaren in ziekte worden gecorrigeerd voor de ernst van de ziekte, zodat een gewogen levensduur ontstaat. DALY’s integreren dus de hoeveelheid levensjaren (levensverwachting), de levenskwaliteit en de maatschappelijke impact (aantal betrokken personen) (Murray & Lopez, 1996). De toewijzing van DALY’s aan milieublootstelling is afhankelijk van de reeds bewezen gezondheidseffecten met een algemeen aanvaarde kwantitatieve relatie. Daardoor zijn de effecten berekend met DALY’s vaak beperkt tot die van luchtvervuiling, geluid en verkeersongevallen. Dit maakt ook dubbeltelling mogelijk van bv. de gezondheidseffecten ten gevolge van luchtvervuiling en die van geluid, door de onduidelijke samenhang tussen zowel luchtvervuiling als geluid op de menselijke gezondheid (Boesch et al., 2008). In het bijzonder bij wegverkeer is sprake van gelijktijdige emissie van geluid en luchtverontreiniging (Davies et al 2009). Beide hebben negatieve effecten op het hart- en vaatstelsel. De precieze samenhang is echter nog onduidelijk (Beelen et al 2009). DALY’s kunnen daarom een goed instrument zijn om een objectieve situatie te beschrijven en zijn nuttig om knelpunten op het spoor te komen en aangrijpingspunten voor beleid(smaatregelen) aan te leveren. Maar door het grote aantal onzekerheden gepaard met de kwantificatie, is de uitkomst vaak heel moeilijk te interpreteren. Ze moeten dus steeds vergezeld worden door een kwalitatieve beschrijving van de gezondheidsuitkomsten die niet kwantificeerbaar zijn en van de veronderstellingen en onzekerheden die zijn aangenomen bij de berekening van DALY’s.


3. BELEID MET IMPACT OP DE GEZONDHEID De meeste beleidsinitiatieven betreffen de auto, omdat die zo dominant is. Vaak worden de beleidsinitiatieven echter ad hoc genomen en missen ze een geïntegreerde aanpak. Onderstaand worden enkele beleidsinitiatieven beknopt besproken. Een uitgebreid overzicht van het huidige beleid valt buiten de reikwijdte van dit advies en het hier gegeven overzicht is niet volledig. De voorbeelden zijn wel exemplarisch voor het gevoerde beleid.

3.1 Lucht Dieselmotoren stoten tot 50 keer meer fijn stof uit per kilometer dan benzinemotoren (de Kok et al., 2006) en tot 5 keer meer NOX, ze zijn dan ook verantwoordelijk voor de hogere NO2concentraties (Fierens, 2008). Dieselmotoren zijn populair in België. Van de 5.192.566 ingeschreven personenwagens in 2009, waren er 40,3 % benzinewagens, of een daling van 3,2 % ten opzichte van 2008. Daar tegenover staan 58,5 % dieselwagens, of een stijging van 4,7 % ten opzichte van 2008 (FOD Economie, 2010). Nieuwe wagens worden steeds schoner en het installeren van dieselroetfilters helpt de uitstoot van fijn stof tegen te gaan. Maar dieselroetfilters verhogen de NO2-uitstoot en slaan ook niet meteen aan bij het grote publiek. Ook zijn zware dieselmotoren in trucks en bussen de grote vervuilers. Voor lichte vrachtwagens is in september 2009 de nieuwe Euro 5-standaard ingegaan. Men verwacht dat deze nieuwe standaard de uitstoot van fijn stof door dieselmotoren zal verminderen met 80 % tegenover wagens met een Euro 4-standaard. Daarnaast is voor 2014 de Euro 6-standaard voorzien, die ook de verhoogde uitstoot van NO2 door dieselwagens aan banden wil leggen. Maar het zal nog de nodige tijd vergen vooraleer het resultaat van dergelijke maatregelen merkbaar is en de oudere, vervuilende wagens, bussen en vrachtwagens uit het straatbeeld zijn verdwenen. Vaak wordt ook uitgekeken naar nieuwe brandstoffen zoals biodiesel en ethanol. Het totale effect van deze nieuwe brandstoffen op de luchtkwaliteit is echter niet helemaal duidelijk. Zo lijken de fijn-stofpartikels minder toxisch dan die van diesel, maar tegelijkertijd wijzen studies met bv. op alcohol gebaseerde brandstoffen op een verhoogde NOX-uitstoot en verhoogde uitstoot van ozonprecursoren. Ook biodiesel leidt tot 80 % meer uitstoot van NOX en andere ozonprecursoren (daarenboven werd het verantwoordelijk gehouden voor een stijging van de wereldvoedselprijzen met 60 %; World Bank, 2008). De meest schone wagens lijken daarom diegene op waterstof en elektriciteit te zijn (Gaffney & Marley, 2009). Deze technologie geeft echter nog veel problemen bij de opslag en oplaadinfrastructuur (Millikin, 2010), zodat het niet duidelijk is of tegen 2030 een overschakeling naar waterstof mogelijk is. Naast het stimuleren van technische evoluties, worden ook andere beleidsinitiatieven genomen. Tijdelijke maatregelen tegen pollutiepieken zijn door de drie gewesten ingevoerd, zoals een snelheidsbeperking tot 90 km/u bij smogalarm. Een recente studie uit Vlaanderen (VMM, 2009) heeft uitgewezen dat dergelijke maatregelen effect hebben. Weliswaar is het effect op de totale concentratie fijn stof beperkt, maar is er duidelijk verandering merkbaar op de uitstoot van de (meer toxische) dieselroetdeeltjes. Driehonderdduizend mensen ervaren een afname in dieselroetconcentraties met 5 %, voor 7.500 mensen zit er een daling in met 15 % en meer. Er zijn echter structurele maatregelen nodig die de concentraties over een volledig jaar inperken. Brussel heeft hierin het "Plan voor structurele verbetering van de luchtkwaliteit en de strijd tegen de opwarming van het klimaat 2002 – 2010” 8 voorgelegd en Wallonië heeft het Plan Air Climat 9 . Met betrekking tot transport worden over het algemeen de maatregelen overgenomen uit de respectievelijke mobiliteitsplannen. Rode draad in de plannen is het verminderen van het gebruik van de auto ten gunste van alternatieve vervoersvormen, onder andere door het voeren van een parkeerbeleid, aantrekkelijker en efficiënter maken van openbaar vervoer, fiscale maatregelen 8

http://www.leefmilieubrussel.be/uploadedFiles/Contenu_du_site/Particuliers/02_Th%C3%A8mes/01_ Air_et_Climat/Quelle_est_l%E2%80%99action_de_la_R%C3%A9gion/PLANAC_complet_nl.pdf?langtype=2067 9 http://airclimat.wallonie.be/spip/Plan-Air-Climat.html


etc. Vlaanderen heeft geen specifiek plan voor de aanpak van luchtvervuiling, maar verwijst naar haar mobiliteitsplan 10 . Vanuit de Vlaamse milieuadministratie wordt de evolutie van de verkeersemissies nauwkeurig gevolgd (milieubeleidsplan en milieurapporten).

3.2 Geluid België heeft geen specifiek beleid voor geluidsoverlast. Wel zijn voor de drie gewesten geluidskaarten opgesteld die een beeld geven van de geluidsbelasting vanwege de drukste autoen spoorwegen en waarop de belangrijkste luchthavens worden aangeduid, samen met andere zwarte punten. Het Brussels Gewest heeft als eerste op basis hiervan het plan “Preventie en bestrijding van geluidshinder en trillingen in een stedelijke omgeving in het Brussels Hoofdstedelijk Gewest - Plan 2008-2013” opgesteld 11 . Voor het Vlaamse en het Waalse gewest moeten de geluidskaarten in de toekomst de aanzet zijn voor doelgerichte maatregelen aan de bron (vermindering van de geluidsproductie), in de overdracht (vermindering van de hoeveelheid geluid die de bewoning bereikt) en bij de ontvanger (isolatie). Concrete structurele maatregelen om de geluidshinder in te perken zijn er echter nog niet. De inventarisatie van geluid was een rechtstreeks gevolg van de Europese richtlijn 2002/49/EG van het Europees Parlement en de Raad van 25 juni 2002 inzake de evaluatie en de beheersing van omgevingslawaai, die de lidstaten oproept om gestandaardiseerde geluidsgegevens te rapporteren tegen 2007. De richtlijn schrijft echter geen geluidsdrempels voor omdat dit in het kader van de subsidiariteit beschouwd wordt als een taak van de lidstaten. Als resultaat hiervan zullen de aparte lidstaten een lokale aanpak formuleren en zal Europa een meer gemeenschappelijke aanpak coördineren, omdat veel geluid (van vliegtuigen, treinen, internationaal vrachtvervoer) een internationale dimensie heeft. Sinds 1970 is al duidelijk dat geluid een negatieve invloed heeft op de gezondheid, maar van een adequate aanpak voor lawaai is geen sprake. De aanpak van geluid is vooral gericht op het verminderen van de blootstelling aan lawaai. Een voorbeeld hiervan zijn aanbrengen van geluidsschermen langs drukke wegen in bebouwde gebieden. Ook betere banden en stillere wegmaterialen beperken de emissie van verkeerslawaai. Maar deze maatregelen hebben een beperkt effect bij het verminderen van de gezondheidseffecten van mobiliteit. Het grootste effect komt van verlaging van verkeersvolumes en snelheidsbeperkingen (vanaf 60 km/uur is de bijdrage van de frictie banden/wegdek groter dan het motorgeluid). Dit is geen eenvoudige taak is en een geïntegreerde aanpak op verschillende domeinen is nodig (EEA, 2009).

3.3 Verkeersongevallen en psychische problemen Uit de statistieken blijkt dat de verkeersongevallen gedaald zijn, voornamelijk die met dodelijke afloop. Dit is vooral te danken aan technologische verbeteringen in voertuigen en een verbetering van de infrastructuur, zoals het heraanleggen van kruispunten en het aanleggen van afzonderlijke fietspaden. Ten aanzien van het tegengaan van sociale isolatie en het bevorderen van de toegankelijkheid kan het prijzenbeleid van de openbare vervoersmaatschappijen (De Lijn, MIVB/STIB, TEC, NMBS) als positief beschouwd worden, door het aanbieden van gratis- of sterk verminderde tariefformules voor kansengroepen.

10 11

http://www.mobielvlaanderen.be/mobiliteitsplan/mobiliteitsplan01.php?a=14 http://documentatie.leefmilieubrussel.be/documents/Plan_Geluid_2008_2013_NL.PDF


3.4 Fysieke activiteit Vanuit een gezondheidsoogpunt moet mobiliteit mensen zoveel mogelijk aanzetten om te bewegen. Dit betekent kiezen voor wandelen en fietsen om zo bij te dragen tot een gezonde levensstijl en minder overlast voor het milieu. Het beleid rond bewegen valt onder gezondheidspreventie en is een gemeenschapsbevoegdheid. De Vlaamse gemeenschap heeft het “Actieplan Voeding en Beweging” 12 opgesteld, dat als doel heeft het realiseren van gezondheidswinst op bevolkingsniveau door een stijging van het aantal mensen dat voldoende fysiek actief is, evenwichtig eet en een gezond gewicht nastreeft." Eén van de acties die hierin worden genoemd is actief het woon-werk verkeer stimuleren. De Franstalige gemeenschap richt zich binnen gezondheidspromotie vooral op de strijd tegen cardiovasculaire ziektes en prioritair op kinderen en jongeren via de plannen als “Politique de promotion des attitudes saines sur les plans alimentaire et physique pour les enfants et les adolescents”. 13 Fiscaal werden ook maatregelen genomen door de vrijstelling van de fietsvergoeding op te trekken naar 0,20 euro/km en deze in de toekomst ook te indexeren.

12

http://www.zorg-engezondheid.be/uploadedFiles/NLsite/Preventie/Gezond_leven/Gezonde_voeding_en_beweging/Vlaams%20Actieplan%20Voeding%2 0en%20Beweging%202009%20-2015.pdf 13

http://www.sante.cfwb.be/fileadmin/sites/dgs/upload/dgs_super_editor/dgs_editor/documents/Publications/Promotion_de_sante_a_l_e cole/planAttitudeSaine.pdf


4. HOE KAN EEN TOEKOMSTIG BELEID GEZONDHEID EN MILIEU BETER INTEGREREN? Een geïntegreerd beleid voor mobiliteit en gezondheid bestaat niet. Op de afzonderlijke gebieden (luchtvervuiling, geluid, verkeersveiligheid en fysieke activiteit) heeft men wel acties ondernomen, maar is van een algemene aanpak geen sprake. Het beleid ten aanzien van verkeersveiligheid geniet hierbij al het langste beleidsaandacht. De gevolgen van transport op geluid, lucht en voornamelijk welzijn zijn een eerder nieuw beleidsdomein. Dit verklaart grotendeels waarom een geïntegreerde aanpak nog ontbreekt. Zo wordt vanuit “milieu en gezondheid” sinds kort ook aandacht geschonken aan mobiliteit, bv. door het NEHAP (National Environment and Health Action Plan, 2002) en wordt anderzijds vanuit het beleidsdomein mobiliteit ook groeiende aandacht gegeven aan de gevolgen van de huidige vervoerspatronen op het milieu, maar slechts beperkt wordt gezondheid als integraal deel gezien. De vraag naar mobiliteit zal toenemen. De vaststelling dat de huidige mobiliteit zoveel effecten heeft op de mens en zijn gezondheid, stelt de samenleving voor de uitdaging hoe ze die mobiliteit verder zal invullen. Hierbij moet men een afweging maken tussen de positieve en de negatieve effecten van mobiliteit. Deze afweging kan echter niet door de Hoge Gezondheidsraad gedaan worden, maar vormt het onderwerp van een breed maatschappelijk debat. De complexiteit van milieu-gezondheidsproblemen heeft er voor gezorgd dat er naar meer integrale manieren van beleidsbenaderingen moet worden gekeken, die meer open staan, een breder perspectief hebben en meer coöperatief zijn. Dit stelt ook uitdagingen aan de wetenschap en de consultatieve processen waarop beleidsmakers steunen voor hun acties. De beleidsafweging is daarom een proces, waarbij de Hoge Gezondheidsraad wel een structuur kan aanleveren, zich positionerend op de grens tussen wetenschap en beleid, maar waar stakeholders uit verschillende disciplines bij betrokken moeten worden om in dialoog de waarden(conflicten) te bespreken waar ook de nog bestaande onzekerheden geplaatst kunnen worden (Knol, 2010). In wat volgt, worden daarom eerst de algemeen aanvaarde principes voor een duurzame samenleving besproken en toegepast op een gezond duurzaam mobiliteitsbeleid. Vervolgens wordt gekeken naar internationale initiatieven, om uiteindelijk aanbevelingen te geven bij de Belgische situatie.

4.1 Principes voor een gezonde en duurzame mobiliteit (Beder et al; 2006; De Saedeleer, 2002) Zes beginselen kunnen met betrekking tot geïntegreerd beleid opgenomen worden. Zij worden ook zo geformuleerd binnen het NEHAP (NEHAP, 2002). De eerste drie beginselen verantwoorden de acties en maatregelen die moeten worden getroffen. De drie laatste beginselen sluiten meer aan bij de wijze waarop de acties en maatregelen inzake gezondheid moeten worden toegepast. 4.1.1

De vervuiler betaalt

“De vervuiler betaalt” bepaalt dat wie schade of verstoring van het milieu veroorzaakt ook moet instaan voor de kosten van de opruiming of voor de hersteloperaties. Dit vergt echter nuancering: de vervuiler dient te betalen voor wat hij in het milieu brengt, maar tevoren moet hij alle inspanningen leveren om de verontreiniging te voorkomen. De toepassing van dit beginsel mag er dus niet toe leiden dat elke betaalbare vervuiling toelaatbaar is. Hierbij wordt vooral uitgekeken naar de “slimme kilometerheffing” om autogebruik te ontmoedigen of om in ieder geval eerlijker te taxeren. Hoofdidee is immers dat reizigers niet de volledige kosten van hun verplaatsingen betalen en dat externe kosten (kosten toegebracht door


aantasting van gezondheid en milieu) in de volledige kostprijs opgenomen moeten worden (Banister, 2008). Vooraleer deze maatregelen ingevoerd worden moeten er echter voldoende alternatieven bestaan voor de auto. 4.1.2

Het preventiebeginsel

Het beginsel van preventief handelen, betekent dat milieuschade dient te worden voorkomen. Het herstellen van de schade mag niet als oplossing worden aanbevolen. Zo kan men op voorhand door een uitgedachte ruimtelijke ontwikkeling het vervoer in deze of gene richting sturen. Het inplanten van een groot winkelcentrum met veel parkeergelegenheid en een toestroom aan wagens die lokale wegen laten dichtslibben en dus de lokale leefbaarheid sterk beïnvloeden, zou op voorhand kunnen vermeden worden, wat de voorkeur verdient boven het achteraf aanpassen van wegen signalisatie-infrastructuur om toch een vlotte doorstroming te kunnen voorzien. Het sturen van inplanting van grote winkelcentra kan dus voorkomen dat de stadsrand onleefbaar wordt. 4.1.3

Het voorzorgbeginsel

Het voorzorgbeginsel houdt in dat men niet wacht op een wetenschappelijke consensus over het oorzakelijke verband tussen verontreiniging en effecten om een mogelijk probleem aan te pakken. Ernstige aanwijzingen volstaan. Onzekerheid over gezondheids- of milieuschade vraagt om een beleid waarin voorzorg centraal staat. Dat wil echter niet zeggen dat iets zomaar tegengehouden of verboden moet worden. Het voorzorgsbeginsel is meer op te vatten als een strategie om op een zorgvuldige, transparante en op de situatie toegesneden manier met onzekerheden om te gaan. De uitkomst daarvan staat niet bij voorbaat vast (GR, 2008). Op die manier kan veel ernstigere of onomkeerbare schade worden voorkomen. Meer en meer tonen studies de negatieve effecten van gemotoriseerde mobiliteit op de gezondheid aan, door bv. de emissie van ultrafijne partikels. Dit geeft beleidsmakers de legitimiteit om maatregelen uit te vaardigen nu steeds meer indicaties ontstaan over de negatieve impact van diesel op de gezondheid. Het voorzorgsbeginsel dringt zich dan ook op, om niet langer te wachten om maatregelen te nemen tegen het hoge dieselgebruik. 4.1.4

Brongerichte maatregelen

Om problemen op te lossen, kunnen diverse typen van maatregelen worden gekozen. Er zijn enerzijds brongerichte en anderzijds effectgerichte maatregelen. Bij brongerichte maatregelen wordt het probleem aangepakt waar het ontstaat, aan de bron dus. Brongerichte maatregelen zijn te verkiezen boven effectgerichte: hoe dichter bij de bron, hoe beter beheersbaar het probleem, hoe kleiner de kans op onomkeerbare effecten, hoe duidelijker de verantwoordelijkheid van de dader en hoe lager doorgaans de kosten. De belangrijkste bron van de gezondheidseffecten van mobiliteit is het gemotoriseerd vervoer. De beste brongerichte maatregel om het aantal afgelegde kilometers met gemotoriseerde voertuigen te verminderen, is daarom de behoefte om zich te moeten verplaatsen te beperken, net als de afstanden die nodig zijn. Een voorbeeld hiervan zijn de mixed environments of buurten met een gemengd karakter en dus niet enkel wijken met een puur residentieel of commercieel karakter. Om verplaatsingen tot een minimum te herleiden is het aan te raden een gemengd ruimtegebruik na te streven, waarbij winkels, scholen, dokters, postkantoren, banken e.d. in de nabijheid zijn. 4.1.5

Rechtvaardigheidsbeginsel

Elkeen moet voordeel kunnen halen uit de positieve effecten op de gezondheid en de negatieve effecten mogen bepaalde bevolkingsgroepen, in het bijzonder kinderen, vrouwen, mindervaliden en minstbedeelden, bepaalde generaties of bepaalde regio's niet onevenredig hard treffen. In steden is aangetoond dat kansengroepen meer dan gemiddeld blootgesteld worden dan andere


aan luchtvervuiling (Kruize & Bouwman, 2004; Namdeo & Stringer, 2008). Zo is in wijken waar het wagenbezit klein is de blootstelling vaak groter dan in wijken waar het wagenbezit hoog ligt (Mitchell & Dorling, 2003). Dit druist in tegen het rechtvaardigheidsbeginsel, waar mensen die het minst bijdragen aan de vervuiling er de grootste gevolgen van ondervinden. 4.1.6

Subsidiariteit- en participatiebeginsel

De beslissingen en maatregelen met betrekking tot het beheer van de activiteiten moeten getroffen worden op het gepaste administratieve niveau en op een niveau dat zo dicht mogelijk bij de burgers staat. Dit moet de burgers ook toelaten deel te nemen aan het beleid, op het relevante beleidsniveau (Beder, 2006). 4.1.7

Besluit

Deze beginselen vormen de kern van het streven naar een duurzame ontwikkeling en zijn inherent verbonden met een geïntegreerde aanpak. Waar de eerste drie beginselen een verantwoording vormen, leiden de laatste drie principes naar een geïntegreerde en samenhangende aanpak. Indien men immers een probleem brongericht wil aanpakken, moet men de vervoersbehoefte aanpakken. Deze vervoersbehoefte kan zowel lokaal als nationaal beïnvloed worden, door een betere stedelijke of gemeentelijke kernontwikkeling, maar tegelijkertijd ook nationaal en internationaal door een betere aanpak van o.a. de goederenstroom. Indien ook rekening gehouden wordt met de manier waarop aan ieders vervoersbehoefte het best kan tegemoet gekomen worden en de manier waarop deze verdeeld wordt over de samenleving, wordt ook het rechtvaardigheidsbeginsel in acht genomen.

4.2 Voorbeelden uit het buitenland Een overzicht van concrete acties die de link leggen tussen mobiliteit en gezondheid, is het PanEuropese Programma Transport, Health and Environment 14 (THE PEP, 2009) (www.healthytransport.com). De voorbeelden zijn doelgerichte acties, waarin de verschillende beleidsdomeinen, zoals transport, gezondheid, milieu, ruimtelijke ordening in één bepaalde maatregel of actie samenwerken en vaak een bottom-up approach hebben, waarin vaak het middenveld het voortouw neemt. Van een geïntegreerde systematische beleidsaanpak ten opzichte van gezondheid en mobiliteit is in de meeste landen geen sprake. Men bekijkt de gezondheidseffecten van mobiliteit vanuit het milieuperspectief en integreert gezondheid niet rechtstreeks in een mobiliteitsbeleid (United Nations, 2008a). PEP is een programma van de UNECE (United Nations Economic Commission for Europe) en de WHO om de integratie van milieu en gezondheid in het mobiliteitsbeleid te bevorderen in het besluitvormingsproces, bij monitoring en bij impact assessment. Op transnationaal niveau bestaan dus wel impulsen tot een betere integratie. Zo is er de Amsterdam Declaration 15 ondertekend door onder meer België, waarin de belofte aangegaan werd inspanningen te leveren voor de volgende doelstellingen (United Nations, 2008b):

14 15

zie ook: http://www.unece.org/thepep/en/welcome.htm http://www.euro.who.int/Document/E92356.pdf


Bij te dragen aan een duurzame economische groei en jobs te creëren door investeringen in milieu- en gezondheidsvriendelijk transport • door investeringen rechtstreeks te laten vloeien naar transportinfrastructuur dat veiligheid, milieu en gezondheid bevordert en het hoogste jobpotentieel heeft, zoals bv. spoor en light rail; • het ontwikkelen van proper en efficiënt transport, efficiënte intermodale verbindingen, veiligheidsmaatregelen in wegverkeer en infrastructuurwerken voor actief en milieuvriendelijk transport. Duurzame mobiliteit te beheren en het promoten van meer efficiënte transportsystemen • Door het bevorderen van mobiliteitsbeheerssystemen voor scholen, bedrijven, ontspanningscentra, wijken en steden, het sensibiliseren over alternatieve mobiliteitskeuzes door het verbeteren van de coördinatie tussen ruimtelijke ordening en transportplanning en het bevorderen van het gebruik van ICT. De uitstoot te verminderen van transport gerelateerde broeikasgassen, lucht vervuilende stoffen en lawaai • door het ondersteunen van een shift in de wagenvloot naar nul- of lageemissiewagens en brandstoffen gebaseerd op hernieuwbare energie; • door het bevorderen van een shift naar schone transportmodi en ondersteunen van zowel elektrische mobiliteit als eco-rijden. Beleid en acties te ondernemen die leiden naar gezonde en veilige modi van transport • door het ontwerpen en moderniseren van stedelijke gebieden en dorpen om zo de omstandigheden te verbeteren voor veilig en fysiek actieve mobiliteit, inclusief infrastructuur voor wandelen en fietsen en efficiënt en toegankelijk openbaar vervoer, voornamelijk gefocust op kwetsbare groepen zoals kinderen en personen met een beperkte mobiliteit.

4.3 Aanzet tot geïntegreerde regelgeving 4.3.1

Gezondheid en mobiliteit als verworven delen van een geheel

Zowel transport als gezondheid worden vanuit verschillende beleidsdomeinen aangestuurd. Transportbeleid is een antwoord op verschillende invloeden, zoals veranderende levensstijlen, technologische ontwikkelingen, sociale verwachtingen en stedelijke structuren. Bovendien heeft mobiliteit een impact op verschillende terreinen, zoals het milieu, de economie, sociale verhoudingen en gezondheid. Hetzelfde geldt voor de volksgezondheid die niet alleen wordt bepaald door de preventieve en curatieve zorg, maar ook in hoge mate door beleid met betrekking tot woon- en werkgelegenheid en het milieu. (zie o.a. figuur 4 uit de inleiding). Overheden moeten er zich daarom van bewust worden dat de impact van deze verschillende sectoren wordt gereflecteerd op transport, milieu en uiteindelijk op gezondheid. Mobiliteit wordt gestuurd door overwegingen van economische (bv. transport van goederen) en sociale aard (bv. woon-werkverkeer, recreatie). Bij elke beleidsmaatregel die de mobiliteit beïnvloedt, zou de vraag gesteld moeten worden wat de invloed ervan is op gezondheid. Traditioneel wordt gekeken naar het vervoersaanbod en hoe dit door technische maatregelen efficiënter kan gemaakt worden, maar de technische maatregelen zijn vaak gericht om één probleem tegelijkertijd op te lossen, zoals bv. dieselroetfilters, het plaatsen van geluidsmuren en rotondes als alternatief voor kruisende wegen. Apart bekeken lijken dergelijke maatregelen effectief, maar gezien binnen de context van uitlopende invloeden op de gezondheid van het fysieke en het sociale milieu in de samenleving, zijn zij dat vaak minder. Om daarom tot een meer effectieve en efficiënte benadering te komen is een meer integrale aanpak nodig, die tegelijk verschillende problemen aanpakt (EEA, 2009).


Aangezien de vraag naar mobiliteit meestal afgeleid is van andere sectoren binnen de samenleving, die op hun beurt ook de stedelijke ontwikkeling, culturen en levensstijlen beïnvloeden, is het nodig dat inspanningen die de mobiliteitsvraag willen beheersen meteen ook ingrijpen op domeinen zoals stedelijke ontwikkeling, sociaal beleid en (inter)regionaal beleid. Dat veel milieu-gezondheidsproblemen complex zijn, leidde tot meer integrale manieren van beleid, manieren die meer open, breder en meer coöperatief zijn. Dit stelt ook uitdagingen aan de wetenschap en de consultatieve processen waarop beleidsmakers steunen. Daarnaast is er ook een actieve rol weggelegd voor de civiele samenleving, burgers en ngo’s (middenveld), doordat zij vaak het beleid meer als een geheel zien dan professionals (bv. het BBL-initiatief in samenwerking met Unizo en de Christelijke Mutualiteit “Met belgerinkel naar de winkel” dat internationaal beschouwd wordt als een good-practice; THE PEP, 2009) en door het publiek debat aan te gaan. Participatie van diverse stakeholders is noodzakelijk wil men effectief tot verandering komen. Eigen aan elke invoering van een (radicaal) beleid is het gebrek aan politieke wil gestuurd door belangengroepen die ijveren voor een status quo en vaak verwijzen naar de extra belemmeringen van de complexe besluitvorming. De vraag die elk beleid zich daarom moet stellen is of ze zich effectief achter een duurzaam mobiliteitsbeleid wil scharen (Banister, 2008). Door een interactief en participatief proces en de wil tot verandering vanuit de bevolking, kan echter een democratisch proces opgezet worden, dat niet enkel marktideeën laat meespelen. Hierin ligt een bodem voor collectieve verantwoordelijkheid die kan groeien en mensen kan aanzetten bewuster om te gaan met hun transportgewoonten (Banister, 2008). Om echter die geïntegreerde aanpak te kunnen opvolgen is het van belang om op voorhand over de geschikte indicatoren, parameters en assessment tools te kunnen beschikken. Deze tools maken het mogelijk ex-ante een analyse te maken op zowel korte als lange termijn van de gezondheidsimpact van maatregelen die een daling in transport kunnen teweeg brengen. Op basis van deze analyses kunnen dan prioritaire maatregelen gekozen worden. Dergelijke assessment-tools zijn steeds meer voorhanden en evolueren snel door de ontwikkelingen in de epidemiologie, blootstelling-assessments en toxicologie. Een steeds verdere monitoring, met toepassing van de nieuwste ontwikkelingen is dus steeds vereist en vergt ook investeringen (zie ook 4.4). 4.3.2

Financiële maatregelen

Fiscale en regelgevende maatregelen zullen een bepaald gedrag ontmoedigen, zoals het autogebruik, of moedigen een ander gedrag aan, zoals het gebruik van meer duurzame transportmiddelen. Een algemene hervorming van de mobiliteitsgerelateerde heffingen, belastingen, accijnzen door te voeren, lijkt hierbij aangewezen, zodat ze allemaal samenwerken om: - de overgang naar duurzame vervoersmiddelen te stimuleren; - co-modaliteit te stimuleren; - een daling van emissies te verkrijgen; - werknemers te stimuleren dichter bij het werk te gaan wonen. Eén van de doelstellingen is dus het autogebruik ontmoedigen. Het hoofdidee achter het fiscaal onaantrekkelijk maken van de auto is dat reizigers immers niet de volledige kosten van hun verplaatsingen betalen en dat de externe kosten (kosten toegebracht aan gezondheid of milieu via bv. luchtvervuiling, geluidshinder…) volledig in de kostprijs opgenomen moeten worden (Banister, 2008). In 2001 werd door Int Panis en De Nocker (2001) de externe kosten in België geraamd op een totaal van 2,4 miljard euro of 1 % van het BNP. In deze berekening werd enkel de emissie van personenwagens, lichte en zware vrachtwagens en bussen opgenomen. Voor personenwagens kwam dit neer op 2,1 eurocent/km voor bussen op 28 eurocent/km. Twee derden van alle externe kosten konden toegeschreven worden aan gewone personenwagens, waarvan 80 % van de kosten aan dieselwagens konden worden toegeschreven, terwijl ze op het


moment van de berekening slechts de helft van de voertuigkilometers (en 36 % van het aantal wagens uitmaakten). Deze externe kosten zijn echter een lage inschatting van de effecten en bestaan grotendeels uit de monetarisering van gezondheidseffecten van mortaliteit tengevolge van fijn stof. De cijfers zijn deels verouderd aangezien de nieuwe methodologieën uitgaan van hogere dosis-effectrelaties dan diegene die in deze studie zijn gebruikt (Bickel & Friedrich, 2005) en de vloot in tussentijd een stuk schoner is geworden. In die zin geven deze cijfers enkel een indicatie van de grootteorde van de kost van de gezondheidseffecten. Bij de verschuiving van belastingen van autobezit naar autogebruik, staat het “vervuiler betaalt”principe voorop. Maatregelen die ondernomen kunnen worden zijn bv. het inperken van de fiscale aftrekbaarheid van bedrijfswagens tot milieuvriendelijkere wagens (brandstofverbruik en CO2uitstoot) (Graus & Worrell, 2008). Maar vooral de “slimme” kilometerheffing of rekeningrijden, een tolheffing per gereden kilometer die varieert naargelang de milieukenmerken van het voertuig en naargelang plaats en tijdstip (Hensher & Puckett, 2007) lijkt voor de toekomst de meest naar voor geschoven oplossing. Ook luchttransport verdient bijzondere aandacht door zijn groeiende markt. Met betrekking tot lawaai zijn er in enkele Europese luchthavens (bv. in Frankrijk, Duitsland en het Verenigd Koninkrijk) taxeringssystemen ingevoerd. De EU laat de vrijheid aan de lidstaten om dergelijke systemen op te zetten, maar bijvoorbeeld Frankrijk heeft een dergelijk taxeringssysteem opgezet in 10 grotere luchthavens. De taks varieert naargelang lawaaicategorie en tijd van vertrek. De inkomsten van het systeem (zo’n 20-55 miljoen euro per jaar) worden gebruikt voor geluidsisolatie in de meest blootgestelde huizen (EEA, 2009). 4.3.3

Ruimtelijke ordening en transportplanning

De huidige ruimtelijke ordening wordt veelal gekarakteriseerd door lintbebouwing (voornamelijk in Vlaanderen). Het suburbane karakter dat hierdoor ontstond, heeft tot een sterk gefragmenteerde ruimtelijke structuur geleid waar verplaatsingen heel verspreid gebeuren en ook steeds meer individueel zijn. Wallonië daarentegen wordt veelal gekenmerkt door dun bevolkte gebieden, waarbij vaak grotere afstanden moeten afgelegd worden en dus de afhankelijkheid van privé gemotoriseerd vervoer groter is. De belangrijkste maatregel om (individueel gemotoriseerde) verplaatsingen te vermijden en bestemmingen dichterbij te brengen, is daarom een locatiebeleid. Hoofddoelstelling van een locatiebeleid is om de aantrekkelijkheid van activiteiten in de nabije omgeving te verhogen (May, 2004). Er zijn verschillende methoden om dit te verwezenlijken, maar vooral de stad speelt hier een belangrijke rol. In dichtbevolkte gebieden dalen namelijk de verplaatsingen met de auto en stijgen die met het openbaar vervoer en te voet (Banister, 2005; Vandenbulcke et al., 2009). Door controle uit te oefenen over de inplanting van gebouwen rond open ruimtes, op een manier die privacy garandeert en geluidsniveaus binnen de perken houdt, is het mogelijk aantrekkelijke leefomgevingen te maken en sterkere gemeenschappen te creëren (Rogers & Burdett, 2001). Elders wordt ook verwezen naar gedecentraliseerde concentratie, waarbij een soort multicentrumstructuur wordt nagestreefd (Banister, 2005; Curtis, 2008). Deze centra kunnen dan via een openbaar vervoersnetwerk met elkaar verbonden worden en binnen de concentraties zelf (bv. wijken) zou een gemengd ruimtegebruik nagestreefd moeten worden, waarbij winkels, scholen, dokters, postkantoren, banken e.d. in de nabijheid zijn. Centra of steden met een gemengd gebruik benadrukken toegankelijkheid, leefbaarheid (voldoende faciliteiten aanwezig in buurt, zoals winkels, parken…) en integratie om zo veilige, efficiënte en aantrekkelijke buurten en straten te ontwikkelen (Jones, 2003). Het doel is om niet enkel een stratennetwerk te voorzien dat geschikt is voor auto’s of openbaar vervoer, maar voornamelijk wandelen en fietsen promoot (Whitelegg & Haq, 2003).


Het inrichten van voetgangerszones in stadscentra is al vaker een feit, maar kan ook toegepast worden op woonerven, waar auto’s geweerd worden en bv. door het gebruik van gemeenschappelijke fietsen boodschappen kunnen gedaan worden. Belangrijk is ook een goede aansluiting met het openbaar vervoer, waarbij opstapplaatsen nooit veraf zijn en ook toegankelijk zijn voor ouderen en minder-mobielen. Ook het tijdsvoordeel moet zoveel mogelijk vergroot worden, door bv. beïnvloedbare verkeerslichten en vrije beddingen. Het gebruik van de auto zelf kan ontmoedigd worden door slechts een beperkt aantal parkeerplaatsen te voorzien in de stad zelf. Het openbaar vervoer zorgt dan door middel van park and ride voor de goede aansluiting met het stadscentrum. Int Panis et al. (2009) en Vandenbulcke et al. (2009) toonden voor België aan dat pendelafstanden, hellingen, ongevalrisico, tevredenheid over fietsinfrastructuur en het volume gemotoriseerd verkeer op een gemeentelijk (lokaal) netwerk sterk en significant verbonden zijn aan fietsgebruik. Het voorzien van degelijke fietspaden, met een directe toegang tot de bestemmingen, hellingen van meer dan 2 % ontwijken, gebruik makend van routes met beperkt gemotoriseerd verkeer kan het fietsaandeel bevorderen en tegelijkertijd ongevalrisico’s verminderen. 4.3.4

Technologische innovaties om de efficiëntie van het vervoerssysteem te verhogen

Door velen wordt rijkhalzend uitgekeken naar de vorderingen van de technologie om de resterende vraag naar (gemotoriseerd) transport en vervoer zo efficiënt en duurzaam mogelijk te beantwoorden. Technologische innovaties in de voertuigen situeren zich op het vlak van de introductie van alternatieve aandrijving die een significante vermindering van de CO2 uitstoot voor gevolg zal hebben en belangrijker nog, de uitstoot aan schadelijke stoffen en geluid zal verminderen daar waar voetgangers, fietsers, omwonenden en gemotoriseerd vervoer dicht met elkaar verweven zijn. Katalysatoren en roetfilters of het afschakelen van verbrandingsmotoren wanneer deze niet strikt noodzakelijk zijn, kan vandaag reeds state-of-the-art technologie genoemd worden. Elektronische ondersteuning van de bestuurder laat toe om veiligheid beter te combineren met lage emissies en stillere voertuigen. In het bijzonder de toename van het aandeel stille en toch veilige banden is waard vernoemd te worden als positieve kortetermijnimpact op het geluidsklimaat. De vervanging van remsystemen op treinen en betere monitoring en onderhoud van rails en wielen zullen eveneens op korte termijn het geluidsklimaat ten goede komen. Deze technologische innovaties op de voertuigen zelf worden gestimuleerd door mondiale en Europese trends en regelgeving. Bovenvermelde technologische evoluties hebben een heel hoog potentieel, maar hun introductie vergt vrij veel tijd gezien voertuigen vaak 10 tot 30 jaar in dienst gehouden worden. Ingrepen op het vervoersysteem als geheel worden vaak gedragen door ICT en zijn daarom in een aantal gevallen sneller inzetbaar. Sturing van het verkeer door intelligente signalisatie of intelligente snelheidsadaptatie, eventueel gekoppeld aan een monitoringsysteem, kan een rechstreekse positieve invloed op de emissies van deeltjes en geluid hebben, bijvoorbeeld omdat sterk belaste zones vermeden worden of omdat congestie wordt verminderd. Grondige studie vanuit het oogpunt van de volksgezondheid blijft echter geboden vooraleer specifieke maatregelen worden geïmplementeerd om te voorkomen dat onvoorziene indirecte effecten een negatieve invloed zouden hebben, bijvoorbeeld doordat de weggebruikers de “gestuurde” zones omzeilen en zo een nog sterkere impact creëren. Verbetering van de aangeboden service bij collectief vervoer en transport door real time volgsystemen en informatieverstrekking kan het aantal gebruikers doen toenemen. Om een positief effect te genereren op het vlak van emissies en gezondheid moet het collectieve vervoer en transport dan wel gebeuren met gepaste voertuigen. Aanbieden van efficiënte transportmiddelen zoals een hogesnelheidstreinnetwerk kan het gebruik van vliegtuigen voor korte verplaatsingen verder verminderen en zo de luchtkwaliteit en het geluidsklimaat nabij luchthavens helpen verbeteren.


Tot slot kan men hopen dat verbeterde telecommunicatiemogelijkheden de vraag naar fysieke verplaatsingen over grotere afstand doen afnemen. De sociale veranderingen die hiervoor noodzakelijk zijn vergen echter voldoende tijd.

4.4 Aanbeveling tot evaluatie transportbeleid De Hoge Gezondheidsraad verbindt wetenschap en beleid. Daarom zijn de evaluatiemogelijkheden om het huidige beleid en de toekomstige beleidsplannen af te toetsen op de gezondheid van belang. Leidraad is een gecombineerde beoordeling, waarin verschillende normen tegenover elkaar afgewogen worden en gekeken wordt naar de lange termijn gevolgen. 4.4.1

Moeilijkheden bij de evaluatie van beleid

Het ontwikkelen van beleidsplannen voor gezondheid en mobiliteit vormen een aanzienlijke uitdaging. Een volledige kennis van de gezondheidsrisico’s en de impact van beleidsinterventies is immers nog te fragmentarisch. Zo vraagt het probleem van luchtvervuiling om een aanpak, ondanks dat men de mechanismen waarlangs verontreinigde lucht de gezondheid aantast, niet helemaal kent. Een voorbeeld is het invoeren van o.a. de 30 km/u- zones om het risico op een verkeersongeval te verlagen. Deze maatregelen hebben echter niet alleen een invloed op de verkeerssnelheid, maar ook op de emissie van polluenten (welke in sommige gevallen hoger liggen in verkeersluwe zones), geluid en de keuze die mensen maken over de reisroute en modus. Deze neveneffecten kunnen zowel plaats vinden in tijd, ruimte of andere beleidsdomeinen (Knol, 2010). Een prioritaire focus, in een zeer vroeg stadium van de beleidsplanning, op gezondheid (en voornamelijk deze van de meest kwetsbare weggebruikers, zoals kinderen) draagt bij tot een meer integratieve beleidsplanning met efficiëntere en duurzame transportsystemen tot gevolg (Mosqueron et al., 2004). De beleidsresultatenketting (Figuur 19) biedt niet alleen voor evaluatie van het beleid maar ook voor het ontwerpen van maatregelen aanknopingspunten (Guedes et al., 2001). Het schema maakt duidelijk dat een maatregel zelden tot nooit op zichzelf staat. Er is altijd sprake van een “autonome ontwikkeling”, hier vermoedelijk het best te omschrijven als ontwikkelingen die los staan van de beleidsinspanning gericht op gezondheidsbescherming en gezondheidsbevordering in samenhang met mobiliteit. Een tweede punt waarop men bij het ontwerpen van beleid bedacht moet zijn, zijn de neveneffecten. Het eerder vernoemde voorbeeld met betrekking tot de 30 km/uzones is hier op van toepassing. Dat zijn onbedoelde effecten van het beleid die zowel positief als negatief van aard kunnen zijn.


Figuur 19. Beleidsresultatenketting (Guedes et al., 2001).

Een review door Thomson et al. (2008) focuste zich specifiek op de neveneffecten van verkeersmaatregelen op de gezondheid. Hun conclusie was dat er met uitzondering van verkeersveiligheidsmaatregelen weinig empirische evidentie bestaat over de impact van transportmaatregelen. Dit door de grote variëteit aan effecten die transport heeft op verschillende domeinen en bij verschillende groepen, welke een algemene analyse van de voor- en nadelen bemoeilijkt. Ook intermediërende factoren tussen transport en gezondheid bemoeilijken een adequate analyse (Figuur 19).

4.4.2

Evaluatieinstrumenten

Ondanks de moeilijkheden om de effecten op de gezondheid in al haar aspecten te kunnen analyseren, worden er toch meer en meer pogingen ondernomen om geïntegreerde impactanalyses van transport op de gezondheid uit te voeren. Met geïntegreerd wordt bedoeld dat ze de processen onderzoeken zoals ze in de echte wereld gebeuren, met alle onzekerheden en onderlinge interacties die ze bevatten (Knol, 2010). Een instrument dat hierbij vaak gebruikt wordt en dat kan bijdragen tot een integratie van gezondheid in transportbeleid en de besluitvorming is bv. een health impact assessment (HIA). HIA’s kunnen gezondheid en milieu tot de kern van de beslissing brengen (Mosqueron et al., 2004). Een HIA is in de eerste plaats een kwalitatieve en zo mogelijk kwantitatieve analyse van de paden en hun interacties die van een beleidsvoornemen naar betekenis voor (invloed op) de gezondheid leiden. Schema’s zoals ontwikkeld in het INTARESE-project (www.intarese.org) kunnen daarbij behulpzaam zijn (Figuur 20). Dergelijke middelen vormen een hulp bij het beleidsproces en kunnen een hefboom betekenen voor een meer geïntegreerde aanpak.


Sociale context: woon‐, werkcondities, gezondheidszorg, SES (op buurt‐ en individueel niveau) Binnen

Hinder Slaap Hart‐ en vaat‐ ziekten

Geluid

Fijn stof Ozon Weg‐ verkeer

Omgeving/ buiten

Luchtveront‐ reiniging

Persoonlijke context: leeftijd, geslacht, gezondheidstoestand, leefstijl

NOx

Ziekte Luchtweg‐ klachten

Kanker

Benzeen Voetganger Op weg

Ongelukken

Fietser Automobilist/ inzittenden

Sterfte

Verwon‐ dingen

Kosten Sociale kosten Kwaliteit van leven

Beleid

Figuur 20.Voorbeeld van paden van mobiliteit (wegverkeer) naar gezondheid.

Twee recente voorbeelden van een impactanalyse van transportmaatregelen zijn die door Tonne et al. (2008) en Schram et al. (2009). Tonne et al. (2008) voerden een analyse uit naar de gezondheidsimpact door de Congestion Charging Scheme in Londen. Zij berekenden dat de verwachte voordelen van de maatregel 183 gewonnen levensjaren per 100.000 waren vergeleken met 18 levensjaren in gebieden buiten de charging zone. Daarenboven ondervonden de meer achtergestelde gebieden met voorheen hogere concentraties, nu een grotere afname in concentratie en dus grotere gezondheidswinst, vergeleken met minder achtergestelde gebieden. Atkinson et al. (2009) konden echter geen duidelijke relatie vastleggen tussen verminderde concentraties en de Congestion Charging Scheme. Volgens hen konden andere, tegelijkertijd werkende, maatregelen op transport en emissies evenzeer een even grote impact hebben. Schram et al. 2009 voerden een onderzoek uit naar de toepassing van HIA toegepast op transportmaatregelen op lokaal vlak. Hun conclusie was dat dergelijke toepassing zinvol is, maar dat de gecommuniceerde resultaten (uitgedrukt in DALYs) voldoende gekaderd moeten worden in het licht van de kwaliteit van de inputdata en de veronderstellingen en onzekerheden van de analyse. Ze onderzochten de effecten op de gezondheid van zowel snelheidsbeperkingen als verkeersrelocatie (door zowel luchtvervuiling, geluid als verkeersongevallen) en vonden dat behalve voor verkeersveiligheid meer doordringende maatregelen nodig zijn indien substantiële verminderingen in de gezondheidseffecten worden beoogd. Het mag dus duidelijk zijn dat de effecten van een mobiliteitsbeleid moeilijk te voorspellen zijn en dat bovendien de volledige impact pas na een bepaalde termijn zal merkbaar zijn. Het is dus noodzakelijk om op lange termijn te handelen, minimaal 5 jaar en dus ook de middelen voor het beleid voor diezelfde periode beschikbaar te stellen. Het veelal uitblijven van directe resultaten is politiek gezien weinig interessant, maar laat toe stapsgewijs te werk te gaan en tijdig te kunnen bijsturen ingeval van onverwachte en ongewenste neveneffecten. Een voortdurende monitoring van de evolutie is dus van cruciaal belang, en ook de keuze van relevante indicatoren om het beleid te evalueren. Deze indicatoren geven ook een structuur voor overleg met de betrokken stakeholders. Het uitvoeren van een HIA zoals hierboven beschreven, in de zin van een kwalitatief en waar mogelijks kwantitatief assessment, kan dus een grote bijdrage leveren tot het beleidsproces.


Verder kan het idee van een index oftewel een gecombineerde indicator worden uitgewerkt in dit kader. De laatste jaren werden tientallen indexen gecreëerd in diverse beleidsdomeinen om complexe fenomenen beter te kunnen vatten (bijvoorbeeld Environmental Sustainability Index, Innovation Index of Global Peace Index). Na de inventarisatie van kwantitatieve en kwalitatieve indicatoren kan de informatie gecombineerd worden in één of enkele indexen. Een index biedt voordeel op vlak van communicatie (een duidelijke boodschap op basis van een samenvattingsscore), monitoring van de evolutie doorheen de tijd en beleidsondersteuning (er kunnen doelstellingen en acties gekoppeld worden aan de index en zijn subindicatoren). Binnen verkeersveiligheid werd recent wetenschappelijk onderzoek verricht naar de methodologie voor de creatie van een verkeersveiligheidprestatie index (Hermans et al., 2008; Hermans et al., 2009a; Hermans et al., 2009b ). Daarnaast vindt een uitwerking van indicatoren en indexen gerelateerd aan toegankelijkheid, bereikbaarheid, leefbaarheid, plaats. Het theoretische kader bestaat hierbij uit vier lagen, namelijk resultaatindicatoren, prestatieindicatoren, beleidsindicatoren en contextindicatoren. Door bij de creatie van een index gebruik te maken van dit kader kan de impact van maatregelen geobserveerd worden (van beleidsindicatoren via prestatie-indicatoren naar resultaatindicatoren) en rekening gehouden worden met de specifieke context. Meer bepaald is het aantal doden of zieken ten gevolge van wegverkeer (opgesplitst naar ongeval, luchtverontreiniging, …) een voorbeeld van een resultaatindicator; de emissie van fijn stof een mogelijke prestatie-indicator, een fiscale maatregel zoals een slimme kilometerheffing of dieselroetfilters een beleidsindicator en de werkgelegenheidsgraad een voorbeeld van een contextindicator. Doordat wordt gestreefd naar een integrale index waarin de verschillende aspecten van mobiliteit vervat zitten, dient op gepaste wijze te worden omgegaan met methodologische uitdagingen zoals de mate van interactie en compensatie tussen indicatoren. 4.4.3

Toekomstige ontwikkelingen voor evaluatie beleid

Verschillende studies, zoals de ook eerder aangehaalde voorbeelden, gebruiken afgeleide maatstaven om de blootstelling aan mobiliteit te schatten, zoals de nabijheid van de dagelijkse woonlocatie tot (grote) wegen. Deze benadering is echter een statische inschatting. Het HEI (2009) concludeerde daarom dat de meeste epidemiologische studies onvoldoende informatie bevatten over de werkelijke en effectieve blootstelling van personen ten gevolge van verkeer en transport. Als alternatief om de impact van toekomstige beleidsmaatregelen inzake transport op het vlak van gezondheid te kunnen beoordelen, wordt daarom een modelmatige benadering voorgesteld. Er wordt hier voornamelijk uitgekeken naar de activiteitengebaseerde modellen van transport (Int Panis, 2010b). Het idee achter deze benadering is dat transport een afgeleide vraag is van de vraag naar activiteiten en dat relaties tussen verplaatsingen gedurende een ganse dag in rekening dienen te worden genomen. Het framework wat in Janssens & Wets (2005) en in Bellemans et al. (2010) wordt voorgesteld is de Vlaamse versie van een dergelijk activiteitengebaseerd model (FEATHERS: Forecasting Evolutionary Activity-Travel of Households and their Environmental RepercussionS). Het model is volledig operationeel op het niveau van Vlaanderen. Data die als input voor het model kunnen worden gebruikt, kunnen verzameld worden aan de hand van gespecialiseerde bevragingen zoals in Bellemans et al. (2008), maar ook de gebruikelijke “Onderzoeken Verplaatsingsgedrag Vlaanderen” (zie bv. Janssens et al. 2009) kunnen perfect als input voor het model dienen. Het voordeel van de benadering is dat op zeer gedetailleerd niveau kan worden voorspeld wie waar op een bepaald moment van de dag is, inclusief welke activiteiten waar, wanneer, met wie en voor hoe lang worden uitgevoerd. De gedetailleerde informatie die door deze modellen ter


beschikking komt, maakt het mogelijk om een gedetailleerde en nauwkeurige inschatting te kunnen maken van de blootstelling aan mobiliteit, bv. polluenten met een grote ruimtelijke variabiliteit zoals NO2 (Beckx et al., 2009). Aangezien de ganse keten van verplaatsingen en hun bijhorende activiteiten gedurende een dag wordt beschouwd, is het mogelijk om het volledige pad van mobiliteit (verplaatsingen) naar gezondheid te modelleren en niet enkel de blootstelling aan polluenten. Dit maakt dat activiteitengebaseerde modellen uiterst geschikt zijn om een geïntegreerd beleid (over de sectoren heen) vorm te geven en te evalueren.


5. CONCLUSIE EN AANBEVELINGEN Mobiliteit is een westers land als België een belangrijk sociaal en economisch goed. Daarbij zet België voor zijn economische ontwikkeling onder meer in op zijn logistieke functie als doorvoerland. Transport en mobiliteit staan echter niet los van gezondheid. In het voorafgaande kregen zowel de positieve als negatieve effecten van transport en mobiliteit op de gezondheid aandacht. Aan de minzijde staat het negatieve effect van luchtverontreiniging van verkeer op de gezondheid. Het overzicht toont aan dat lawaai, fijnstof, ozon en vluchtige organische stoffen (VOS) als benzeen, die alle in belangrijke mate door het verkeer worden veroorzaakt, een zeer belangrijke invloed hebben op de gezondheid. Ook voor de gezondheidsschadelijke effecten van verkeersgeluid is de bewijskracht overtuigend. Andere gezondheidsgevolgen zijn de directe impact van verkeersongevallen die een aanzienlijke tol op de weg blijft eisen en de psychologische nasleep van ongevallen samen met de andere psychosociale invloeden van verkeer op het welzijn. Daarnaast werd in het rapport de impact op de fysieke activiteit als gevolg van de huidige mobiliteit geanalyseerd. Niettegenstaande dit alles biedt transport ook veel voordelen voor de gezondheid en welzijn, door het individu de mogelijkheid te geven deel te nemen aan het arbeidsproces en aan het sociale verkeer, alsook te recreëren. Naast een overzicht van de risico’s op de gezondheid van transport, kwamen ook de huidige emissie- en immissiewaarden in België aan bod. Hierbij werd vastgesteld dat deze voor België vaak boven de limietwaarde liggen van wat algemeen aanvaard wordt als gezond. Dit geldt zeker voor geluid en luchtverontreiniging door PM en NOX, dat zowel een precursor is voor ozon als fijn stof. Maar ook voor onder andere fysieke activiteit bleek België lager te scoren in vergelijking dan de omringende landen. Indien België daarom zijn achterstand wil inhalen en de opgelegde normen halen is een meer doorgedreven aanpak nodig dan nu reeds het geval is. De combinatie van polluenten met een belangrijke invloed op de gezondheid, de hoge bevolkingsdichtheid, en de overschreden limietwaarden, toont aan dat men door het terugdringen van de verontreiniging en het bevorderen van positieve maatregelen als bewegen, in België verschillende tienduizenden jaren van goede levenskwaliteit per jaar kan winnen. De integratie van, of alleszins de aandacht voor, gezondheid in het beleidsdomein mobiliteit is daarom aangewezen. Een dergelijke integratie houdt in dat het mobiliteitsdomein er rekening mee moet houden dat transport een wezenlijke invloed heeft op de gezondheid. En daarop aansluitend, moet men reeds vroeg in de besluitvorming naast de positieve en negatieve sociale en economische effecten van mobiliteit, ook deze op de gezondheid afwegen. Het doel is om zo vroeg mogelijk in het proces de negatieve effecten van mobiliteit te voorkomen en de positieve effecten te stimuleren. Het is duidelijk dat in deze context er een belangrijke ruimte is voor meer openbaar vervoer, meer autovrije steden en wijken, plug in hybride wagens en elektrische voertuigen, energiezuinig rijgedrag en andere maatregelen die de uitstoot van polluenten en verkeerslawaai beperken. Hoewel het mogelijk is de gezondheidseffecten van dergelijke maatregelen te schatten, vallen dergelijke beoordelingen buiten de reikwijdte van dit advies. Mobiliteit staat niet alleen. Haar drijvende krachten zijn andere domeinen, zoals economie, cultuur… Maatregelen om de negatieve effecten van mobiliteit te voorkomen en de positieve effecten te stimuleren vindt men daarom niet enkel binnen het beleidsdomein mobiliteit zelf, maar vragen om een geïntegreerde aanpak, waarbij men ook kijkt naar beleidsdomeinen zoals economie (tewerkstelling), ruimtelijke ordening, welzijn… Deze geïntegreerde aanpak heeft ook een verticale component. Het gaat dan niet enkel over de regionale of federale bevoegdheden, maar ook over internationale verbanden. De aansluiting op het beleid in de ons omringende landen is essentieel om van een geïntegreerde aanpak werk te kunnen maken. Het is daarbij aan te bevelen om steeds de meest stringente beleidsmaatregel als inzet te nemen, zodat deze integratie niet tot een afzwakking leidt, maar steeds het grootst mogelijke positieve gezondheidseffect nastreeft.


Ondanks de moeilijkheden om de effecten op de gezondheid in al haar aspecten in kaart te brengen, zijn geïntegreerde impactanalyses van transport en mobiliteit op de gezondheid noodzakelijk om de beleidsvoering aan te sturen. Deze analyses onderzoeken de processen zoals ze in de echte wereld gebeuren, met alle onzekerheden en onderlinge interacties die ze bevatten. Daardoor maken ze het mogelijk om enerzijds de effecten (zowel positief als negatief) te schatten, maar geven ze anderzijds ook een aanzet naar de interventies die deze effecten beïnvloeden. Deze instrumenten bieden immers een kijk op de wegen die leiden tot een gezondheidseffect en indien men ze vroeg in de beleidsketen inzet, kunnen zij op voorhand aantonen waar mogelijke interventies de grootste baten hebben. Ook bij het invoeren van nieuwe technologieën is het aangeraden om reeds in een vroeg stadium te kijken wat de impact op de gezondheid kan zijn. Tijdens de beleidsvoering is echter ook een voortdurende monitoring vereist. Dit moet het mogelijk maken de in uitvoering zijnde beslissingen te evalueren en eventueel bij te sturen. Het is hierbij noodzakelijk correcte indicatoren of maatstaven te gebruiken. Nieuwe ontwikkelingen binnen de wetenschap zorgen ervoor dat deze indicatoren steeds kunnen aansluiten bij de nieuwste inzichten. Momenteel kijkt men bijvoorbeeld uit naar het meten van de dynamische blootstelling aan verontreiniging door verkeer. Deze ontwikkelingen leiden er immers toe dat wetenschappelijk onderzoek steeds adequatere resultaten boekt, die dan weer een impact hebben op de indicatoren die men voorop heeft gezet.


6. REFERENTIES -

-

-

Aertsens J, de Geus B, Vandenbulcke G, Degraeuwe B, Broekx S, De Nocker L, et al. Commuting by bike in Belgium, the costs of minor accidents. Accid Anal Prev2010; 42(6):2149-57. Abbey DE, Nishino N, McDonnell WF, Burchette RJ, Knutsen SF, Lawrence Beeson W, et al. Long-term inhalable particles and other air pollutants related to mortality in nonsmokers. Am J Respir Crit Care Med1999; 159(2):373-82. Amato F, Moreno T, Pandolfi M, Querol X, Alastuey A, Delgado A, et al. Concentrations, sources and geochemistry of airborne particulate matter at a major European airport. J Environ Monit 2010;12(4):854-62. Amundsen A, Klæboe R, Fyhri A. Annoyance from vehicular air pollution: Exposureresponse relationships for Norway. Atm Environ 2008; 42(33):7679-88. Analitis A, Katsouyanni K, Dimakopoulou K, Samoli E, Nikoloulopoulos AK, Petasakis Y, et al. Short-term effects of ambient particles on cardiovascular and respiratory mortality. Epidemiology 2006; 17(2):230-3. Arey, J., Harger, W.P., Helmig, D., Atkinson, R., Bioassay-directed fractionation of mutagenic PAH atmospheric photooxidation products and ambient particulate extracts. Mutat. Res 1992; 281(1):67-76. Atkinson R, Arey J, Zielinska B, Aschmann SM. Kinetics and Products of the Gas-Phase Reactions of OH Radicals and N(2)O(5) with Naphthalene and Biphenyl. Environ Sci Technol1987; 21(10):1014-22. Atkinson RW, Barratt B, Armstrong B, Anderson HR, Beevers SD, Mudway IS. The impact of the congestion charging scheme on ambient air pollution concentrations in London. Atm Environ 2009; 43(34):5493-500. Austin H, Delzell E, Cole P. Benzene and leukemia. A review of the literature and a risk assessment. Am J Epidemiol 1988; 127(3):419-39. Babisch W. Traffic, noise and health. In: Nicolopoulou-Stamati P, Hens L, Howard CV, editors. Environmental Health Impacts of Transport and Mobility. Dordrecht: Springer; 2005. p. 9-24. Babisch W, Beule B, Schust M, Kersten N, Ising H. Traffic noise and risk of myocardial infarction. Epidemiology. 2005; 16(1):33-40. Babisch W, Houthuijs D, Pershagen G, Cadum E, Katsouyanni K, Velonakis M, et al. Annoyance due to aircraft noise has increased over the years-results of the HYENA study. Environ Int 2009;35(8):1169-76. Bal S, Tierens M. Posttraumatische stress bij jone verkeersslachtoffers: risico en protectieve factoren. Congres Samen geraakt. 2009. Banister D. Unsustainable transport London: Routlegde; 2005. Banister D. The sustainable mobility paradigm Transport Policy 2008; 15 (2): 73-80. Basner M, Buess H, Luks N, Maass H, Mawet L, Müller EW, et al. Nachtfluglärmwirkungen - eine Teilauswertung von 64 Versuchspersonen in 832 Schlaflabornachten. Köln: Deutsches Zentrum für Luft- und Raumfahrt e.V, Institut für Luft- und Raumfahrtmedizin. Forschungsbericht. 2001. Basner M, Buess H, Elmenhorst D, Gerlich A, Luks N, Maass H, et al. Nachtfluglärmwirkungen. Band 1. Zusamenfassung. Köln: Deutsches Zentrum für Luftund Raumfahrt e.V, Institut für Luft- und Raum-fahrtmedizin. Forschungsbericht 200407/D; 2004. Beckx C, Int Panis L, Arentze T, Janssens D, Torfs R, Broekx S, et al. A dynamic activitybased population modelling approach to evaluate exposure to air pollution: Methods and application to a Dutch urban area. Environ Impact Assess Rev. 2009a;29(3):179-185 Beder S. Environmental Principles and Policies. An interdisciplinary introduction. . London: Earthscan; 2006. Beelen R, Hoek G, Houthuijs D, van den Brandt PA, Goldbohm RA, Fischer P, et al. The joint association of air pollution and noise from road traffic with cardiovascular mortality in a cohort study. Occup Environ Med 2009;66(4):243-50.


-

-

-

Beelen R., Hoek G., Van Den Brandt P., Goldbohm R., Fischer P., Schouten LJ et al. Long-term exposure to traffic-related air pollution and lung cancer risk. Epidemiology. 2008; 19(5):702-710. Beeson WL, Abbey DE, Knutsen SF. Long-term concentrations of ambient air pollutants and incident lung cancer in California adults: results from the AHSMOG study.Adventist Health Study on Smog. Environ Health Perspect 1998; 106(12):813-22. Bellemans T, Janssens D, Wets G, Arentze TA, Timmermans HJP. Implementation Framework and Development Trajectory of FEATHERS Activity-Based Simulation Platform. Paper forthcoming in the Journal of the Transportation Research Board 2010. Bellemans T, Kochan B, Janssens D, Wets G, Timmermans HJP. Field Evaluation of Personal Digital Assistant Enabled by Global Positioning System Impact on Quality of Activity and Diary Data. Transportation Research Record 2008; 2049:136-43. Berglund, B., Lindvall, T., Schwela, D.H. (1999), Guidelines for community noise. World Health Organization, Geneva, 161. Bickel, P. & Friedrich, R., ExternE, Externalities of Energy. Methodology 2005 update. Directorate-General for Research Sustainable Energy Systems: Luxemburg 2005. BIM – Brussels Instituut voor milieubeheer. Ontwerp voor het gewestelijk plan voor de preventie en de bestrijding van geluidshinder in een stedelijke omgeving 2008-2013. Brussel: Brussels Instituut voor Milieubeheer 2008. Boesch, H.-J., Kahlmeier, S., Sommer, H., van Kempen, E., Staatsen, B. & Racioppi, F. Economic valuation of transport-related health effects. Review of methods and development of practical approaches, with a special focus on children 2008. WHO Regional Office for Europe, Copenhagen, 150. Botteldooren D, Lercher P. Soft-computing base analyses of the relationship between annoyance and coping with noise and odor. J Acoust Soc Am 2004; 115(6):2974-85. Bostrom CE, Almen J, Steen B, Westerholm R. Human exposure to urban air pollution. Environ. Health. Perspect 1994; 102 Suppl 4:39-47. Brook RD, Rajagopalan S, Pope CA, 3rd, Brook JR, Bhatnagar A, Diez-Roux AV, et al. Particulate matter air pollution and Cardiovascular Disease. An Update to the Scientific Statement from the American Heart Association. Circulation. 2010; 121(21):2331-78. Brugge D., Durant J., Rioux C. (2007). Near-highway pollutants in motor vehicle exhaust: A review of epidemiologic evidence of cardiac and pulmonary health risks. Environ Health. 2007;6:23. Brunekreef B, Beelen R, Hoek G, Schouten L, Bausch-Goldbohm S, Fischer P, et al. Effects of long-term exposure to traffic-related air pollution on respiratory and cardiovascular mortality in the Netherlands: the NLCS-AIR study. Res Rep Health Eff Inst. 2009;(139):5-71; discussion 3-89. Brunekreef B, Forsberg B. Epidemiological evidence of effects of coarse airborne particles on health. Eur Respir J. 2005;26(2):309-18. Cameron E, Mathers J, Parry J. (2008) 'Health and well-being': questioning the use of health concepts in public health policy and practice. Crit Public Health 2008; 2: 225 - 32. Castaigne M, Cornelis E, Hubert JP, Toint P, Hubert M, Huynen P, et al. MOTUS&QUANLI : Intégration des recherches quantitatives et qualitatives sur la mobilité quotidienne et les temporalités sociales. Politique scientifique fédérale; 2006). Cavill, N, Kahlmeier S, Racioppi F. Physical activity and health in Europe: evidence for action. WHO Regional Office for Europe, Copenhagen; 2006. Chen C, Arjomandi M, Qin H, Balmes J, Tager I, Holland N. Cytogenetic damage in buccal epithelia and peripheral lymphocytes of young healthy individuals exposed to ozone. Mutagenesis 2006; 21(2):131-7. Cheng TJ, Kao HP, Chan CC, Chang WP. Effects of ozone on DNA single-strand breaks and 8-oxoguanine formation in A549 cells. Environ Res 2003; 93(3):279-84. Chong S, Poulos R, Olivier J, Watson WL, Grzebieta R. Relative injury severity among vulnerable non-motorised road users: comparative analysis of injury arising from bicyclemotor vehicle and bicycle-pedestrian collisions. Accid Anal Prev 2009; 42(1):290-6. Clark C, Martin R, van Kempen E, Alfred T, Head J, Davies HW, et al. Exposure-Effect Relations between Aircraft and Road Traffic Noise Exposure at School and Reading


-

Comprehension: The RANCH Project. American Journal of Epidemiology 2006; 163(1):27-37. Claxton LD, Kleindienst TE, Perry E, Cupitt LT. Assessment of the mutagenicity of volatile organic air pollutants before and after atmospheric transformation. Govt. Reports Announcements & Index (GRA&I), Issue 12, NTIS/PB91-162594; 1991. CLRTAP - Convention on Long-Range Transboundary Air Pollution. Air emission annual data reporting, Belgium, CLRTAP data 2009 submission; 2009. Corradetti E, Mazzanti L, Poli G, Zucchetti G. Contamination of crops exposed to polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) from industry and automotive vehicles Boll. Chim. Ig., Parte Sci 1990;41:S5,441-79. CSS – Conseil Supérieur de la Santé. Avis relatif à l’usage des diffuseurs portables de musique digitale (MP3) et au risque de dommages auditifs 2007. Avis n° 8187. Cupitt LT, Claxton LD, Shepson PB, Kleindienst, T.E. IACP (Integrated Air Cancer Project) emissions: transformations and fate. Report, EPA/600/D-87; 1987. Curtis C. Planning for sustainable accessibility: the implementation challenge. Transport Policy 2008;15: 104-12. Daniels S, Brijs T, Nuyts E, Wets G. Injury crashes with bicyclists at roundabouts: influence of some location characteristics and the design of cycle facilities. J Safety Res2009;40(2):141-8. Daniels S, Brijs T, Nuyts E, Wets G. Externality of risk and crash severity at roundabouts. Accid Anal Prev2010a; 42(6):1966-73. Daniels S, Brijs T, Nuyts E, Wets G. Explaining variation in safety performance of roundabouts. Accid Anal Prev2010b;42(2):393-402. Davies HW, Vlaanderen JJ, Henderson SB, Brauer M. Correlation between co-exposures to noise and air pollution from traffic sources. Occup Environ Med 2009; 66(5):347-50. De Coensel B, Botteldooren D, De Muer T, Berglund B, Nilsson ME, Lercher P. A model for the perception of environmental sound based on notice-events. J. Acoust Soc Am 2009; 126(2):656-65. de Geus B, Van Hoof E, Aerts I, Meeusen R. Cycling to work: influence on indexes of health in untrained men and women in Flanders. Coronary heart disease and quality of life. Scand J Med Sci Sports 2008; 18:498–510. de Hollander A, Melse J, Lebret E, Kramers P, An Aggregate Public Health Indicator to Represent the Impact of Multiple Environmental Exposures. Epidemiology 1999;10 (5); 606-17. de Kok TM, Driece HA, Hogervorst JG, Briede JJ. Toxicological assessment of ambient and traffic-related particulate matter: a review of recent studies. Mutat Res 2006;613(23):103-22. de Lapparent M. Individual cyclists' probability distributions of severe/fatal crashes in large French urban areas. Accid Anal Prev 2005;37(6):1086-92. De Mol J, Lammar P. Half the road victims are not reported in the statistics. . Verkeersspecialist 2006; 30:15-8. De Saedeleer N. Environmental Principles: From Political Slogans to Legal Rules: Oxford Univ Pr on Demand; 2002. Desmet G, van Larebeke N, Nitro-polyaromatische koolwaterstoffen in de omgevingslucht in Vlaanderen; Vlaamse Milieumaatschappij 1998. Deutsch F, Torfs R, Fierens F, Dumont G, Matheeussen C, Verlinden L, et al. Zwevend stof. Waarom overschrijden we de norm? MIRA - Milieu Rapport Vlaanderen Leuven: 2006. Dhillon PK, Lightstone AS, Peek-Asa C, Kraus JF. Assessment of hospital and police ascertainment of automobile versus childhood pedestrian and bicyclist collisions. Accid Anal Prev 2001;33(4):529-37. Dora C. A different route to health: implications of transport policies. Bmj 1999; 318(7199):1686-9. Dora, C., Phillips, M., ed. Transport, environment and health. Copenhagen: World Health Organization Regional Office for Europe. WHO Regional Publications, European Series, Number 89; 2000.


-

-

Dumont G, Fierens F, Torfs R, De Vlieger I, Int Panis L, Schrooten L, et al. Luchtverontreiniging en verkeer. Welke rol speelt verkeer in de stof- en ozonproblematiek? Milieurapport Vlaanderen MIRA-T 2005. Lannoo, Leuven, 115 – 28. Eastwood P. Particulate Emissions from Vehicles. John Wiley & Sons Ltd., West Sussex. ed: 2008. EC – European Commission. Directive 1999/30/EC of 22 April 1999 relating to limit values for sulphur dioxide, nitrogen dioxide and oxides of nitrogen, particulate matter and lead in ambient air. EC - European Commission. Directive 2002/30/EC of the European Parliament and of the Council on the establishment of rules and procedures with regard to the introduction of noise-related operating restric-tions at Community airports. Official Journal of the European Communities 2002; 85(40-6). EC - European Commission. Geluidsrichtlijn 2002/49/EG, European Commission. EC - European Commission. Communication from the Commission to the Council and the European Parliament: On the review of the Sustainable Development Strategy - A platform for action. Brussels: European Commission. Document COM 658 final; 2005. EC - European Commission, Directive 2008/50/EC of the European Parliament and the Council of 21 May 2008 on ambient air quality and cleaner air for Europe. EC - European Commission. Air Quality Standards; 2010. EEA - European Environmental Agency. Beyond transport policy – exploring and managing the external drivers of transport demand. Copenhagen. Technical report No 12/2008. EEA - European Environmental Agency. Spatial assessment of PM10 and ozone concentrations in Europe. EEA Technical report, No 1/2009. , Luxemburg 2009a. EEA - European Environmental Agency. Transport at a crossroads TERM 2008: indicators tracking transport and environment in the European Union. EEA Technical Report No 3/2009, European Environmental Agency, Luxemburg. 2009b. EEA - European Environmental Agency. Towards a resource-efficient transport system TERM 2009: indicators tracking transport and environment in the European Union. Copenhagen: European Environment Agency; 2010. EEA Report No 2/2010. EEA - European Environmental Agency. NEC Directive status report 2009. Copenhagen: Technical report No 10/2010. Ellaway A, Macintyre S, Bonnefoy X. Graffiti, greenery, and obesity in adults: secondary analysis of European cross sectional survey. Bmj 2005; 331(7517):611-2. Eluru N, Bhat CR, Hensher DA. A mixed generalized ordered response model for examining pedestrian and bicyclist injury severity level in traffic crashes. Accid Anal Prev 2008; 40(3):1033-54. Elvik R. The non-linearity of risk and the promotion of environmentally sustainable transport. Accid Anal Prev 2009; 41(4):849-55. Elvik R, Mysen A. Incomplete accident reporting. Meta-analysis of studies made in 13 countries. Transportation Research Record 1999;1665:133-40. Eriksson C, Rosenlund M, Pershagen G, Hilding A, Ostenson CG, Bluhm G. Aircraft noise and incidence of hypertension. Epidemiology 2007; 18(6):716-21. Fidell S, Barber DS, Schultz TJ. Updating a dosage--effect relationship for the prevalence of annoyance due to general transportation noise. J Acoust Soc Am 1991; 89(1):221-33. Fidell S, Silvati L, Haboly E. Social survey of community response to a step change in aircraft noise exposure. J Acoust Soc Am 2002; 111(1 Pt 1):200-9. Fidell S, Sneddon M, Pearsons K, Howe R. Insufficiency of an environmental sound's power spectrum as a predictor of its annoyance. Noise Control Engineering Journal 2002;50(1):12-8. Fierens F. Dalende NOx emissies - stagnerende NO2 concentraties in stedelijke omgeving: wat is er aan de hand? IRCEL-VMM - Intergewestelijke Cel voor Leefmilieu Vlaamse Milieu Maatschappij; 2008. Fierens F, Dumont G, Demuth C. Estimation of the exceedance of the European PM10 limit values in Belgian cities and streets during the period 2005 - 2010 – 2015. IRCELCELINE; 2006a - Cellule Interrégionale de l'Environnement.


-

-

Fierens F, Dumont G, Demuth C. Estimation of the exceedance of the European NO2 annual limit value in Belgian cities and streets during the period 2005 - 2010 – 2015. IRCEL-CELINE; 2006b - Cellule Interrégionale de l'Environnement. Finkelstein MM, Jerrett M, Sears MR. Traffic Air Pollution and Mortality Rate Advancement Periods. Am J Epidemiol 2004; 160(2):173-77. Flindell IH, Witter IJ. Non-acoustical factors in noise management at Heathrow Airport. Noise Health 1999; 1(3):27-44. FOD - Federale Overeidsdienst Economie. Grootte van het voertuigenpark (1977-2009). FOD – Federale Overheidsdienst Mobiliteit en Vervoer, diagnostiek woon-werkverkeer 2008; 2010. Franssen E, de Jong R, Lebret E, Miedema H, van Poll H, Vos H, et al. Hinder, slaapverstoring, gezondheids- en belevingsaspecten in de regio Schiphol, resultaten van een vragenlijstonderzoek. Bilthoven, Leiden: RIVM Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu & TNO Preventie en Gezondheid (TNO PG); RIVM rapport nr 441520010, TNO rapport 98.039; 1998. Gaffney J, Marley N. The impacts of combustion emissions on air quality and climate From coal to biofuels and beyond. Atmospheric Environ 2009; 43(1):23-36. Gatersleben B, Appleton K. Contemplating cycling to work: attitudes and perceptions in different stages of change Transportation Research Part A 2007; 41(4):302-12. Gauderman WJ, Vora H, McConnell R, Berhane K, Gilliland F, Thomas D, et al. Effect of exposure to traffic on lung development from 10 to 18 years of age: a cohort study. Lancet 2007; 369(9561):571-7. Gee GC, Takeuchi DT. Traffic stress, vehicular burden and well-being: a multilevel analysis. Soc Sci Med 2004; 59(2):405-14. Gehring U, van Eijsden M, Dijkema MB, van der Wal MF, Fischer P, Brunekreef B. Trafficrelated air pollution and pregnancy outcomes in the Dutch ABCD birth cohort study. Occup Environ Med 2011;68(1):36-43. GR - Gezondheidsraad, Health Council of the Netherlands. Committee on a Uniform Noise Metric. Assessing noise exposure for public health purposes [Omgevingslawaai beoordelen]. The Hague: Health Council of the Netherlands. Report nr. 1997/23E; 1997. GR – Gezondheidsraad. Public health impact of large airports [Grote luchthavens en gezondheid]. The Hague: Health Council of the Netherlands; Committee on the Health Impact of Large Airports. Publication nr. 1999/14E; 1999. GR - Gezondheidsraad. Over de invloed van geluid op de slaap en de gezondheid. Den Haag: 2004. publicatienr. 2004/14. GR - Gezondheidsraad. Stille gebieden en gezondheid. Den Haag: Publicatie nr. 2006/12; 2006. GR - Gezondheidsraad. Voorzorg met rede. Den Haag: 2008. publicatienr. 2008/18. GR-Gezondheidsraad, Commissie Geluid en gezondheid. Geluid en gezondheid. Den Haag: GR; 1994. Publicatie nr 1994/15. ISBN 90-5549-046-6. - Goldstein BD. Benzene as a cause of lymphoproliferative disorders. Chem Biol Interact 2010; 184(1-2):147-50. Graus G, Worrell E. The principal–agent problem and transport energy use: Case study of company lease cars in the Netherlands. . Energy Policy 2008; 36(10):3745-53. Greiser E, Greiser C, Janhsen K. Night-time aircraft noise increases prevalence of prescriptions of antihypertensive and cardiovascular drugs irrespective of social class-the Cologne-Bonn Airport study. J Public Health 2007;15:327-37. Griefahn B, Spreng M. Disturbed sleep patterns and limitation of noise. Noise Health 2004; 6(22):27-33. Griefahn B, Marks A, Robens S. Experiments on the time frame of temporally limited traffic curfews to prevent noise induced sleep disturbances. Somnologie 2008; 12(2):140-8. Guedes VS, Martin J, Wilkinson D, Newcombe J. Reporting on environmental measures: Are we being effective? Copenhagen: European Environmental Agency; 2001. Environmental issue report No 25. Guski R. How to forecast community annoyance in planning noisy facilities. Noise Health 2004; 6(22):59-64.


-

-

Hartig T, Evans GW, Jamner LD, Davis DS, Gärling T. Tracking restoration in natural and urban field settings. . J Environ Psychol 2003; 23(2):109-23. Hartig T. The Restoration Perspective in Soundscape Research. Uppsdala, Sweden: Institute for Housing and Urban Research and Department of Psychology; Presentation at DAGA 2010, 36. Jah-restagung für Akustik, Berlin 2010. HEI - Health Effects Institute. Traffic-Related Air Pollution: A Critical Review of the Literature on Emissions, Exposure, and Health Effects 2009. Special Report 17. HEI Panel on the Health effects of traffic-related Air Pollution Boston. Henry P. Parlement Wallon - Question à Monsieur Philippe Henry, Ministre de l'Environnement, de l'Aménagement du Territoire et de la Mobilité sur les compétences en matière de réalisation d'un cadastre du bruit dans le Brabant Wallon; 2010. Hensher D, Puckett S. Congestion and variable user charging as an effective travel demand management instrument. Transportation Research Part A: Policy and Practice 2007. P.615-26. Hermans E, Van den Bossche F, Wets G. Combining road safety information in a performance index. Accid Anal Prev2008; 40(4):1337-44. Hermans E, Brijs T, Wets G, Vanhoof K. Benchmarking road safety: lessons to learn from a data envelopment analysis. Accid Anal Prev2009; 41(1):174-82. Hermans E, Van den Bossche F, Wets G. Uncertainty Assessment of the Road Safety Index. Reliability Engineering and System Safety 2009; 94(7):1220-8. HGR - Hoge Gezondheidsraad. Advies van de HGR betreffende het gebruik van draagbare digitale muziekspelers (MP3) en het risico van gehoorbeschadiging. Brussel 2007. Advies nr. 8187. Hoek G, Boogaard H, Knol A, de Hartog J, Slottje P, Ayres JG, et al. Concentration response functions for ultrafine particles and all-cause mortality and hospital admissions: results of a European expert panel elicitation. Environ Sci Technol 2010a;44(1):476-82. Hoek G. Integrated Assessment of Health Risks of Environmental Stressors in Europe. Assessing the impact of transport. INTARESE Technical Brief. 2010b, 5. Hoornaert, B. Vervoeremissies Historische evolutie en vooruitzichten. D/2009/7433/20. Federaal Planbureau, Brussel; 2009. Hu S, Fruin S, Kozawa K, Mara S, Winer AM, Paulson SE. Aircraft Emission Impacts in a Neighborhood Adjacent to a General Aviation Airport in Southern California. Environmental Science and Technology 2009; 43, 21, 8039-8045. Huff J. Benzene-induced cancers: abridged history and occupational health impact. Int J Occup Environ Health 2007; 13(2):213-21. Hurley F, Hunt A, Cowie H. Methodology Paper (Volume 2) for Service Contract for carrying out cost-benefit analysis of air quality related issues, in particular in the CAFÉ clean air for Europe programme. AEA Technology Environment, Oxon, 14; 2005. Huss A, Spoerri A, Egger M, Röösli M. Aircraft Noise, Air Pollution, and Mortality From Myocardial Infarction. Epidemiology 2010;21:829-36. Huynen M, Martens P, Schram D, Weijenberg M, Kunst A. The impact of heat waves and cold spells on mortality rates in the Dutch population. Environ Health Perspect 2001;109(5):463-70. Hygge S, Evans GW, Bullinger M. A prospective study of some effects of aircraft noise on cognitive performance in schoolchildren. Psychol Sci 2002; 13(5):469-74. Int Panis L, De Nocker L. The external costs of road transport in Belgium. In: Friedrich R. and Bickel P. (eds.). Environmental External Costs of Transport. Springer Verlag; 2001, ISBN 3-540-42223-4, p. 223-28. Int Panis L, Meeusen R, Thomas I, BLeux N, Degraeuwe B, De VLieger I, et al. SHAPES - Systematic analysis of Health risks and physical Activity associated with cycling Policies. Final report of Phase 1: 2007-2008. Study accomplished under the authority of the Belgian Federal Science Policy, Contract SD/HE/03A 2009; p. 55. Int Panis L, de Geus B, Vandenbulcke G, Willems H, Degraeuw B, Bleux N, et al. Exposure to particulate matter in traffic: A comparison of cyclists and car passengers. Atmospheric Environment 2010a, 44 (19), 2263-70.


-

-

-

-

Int Panis L, New Directions: Air pollution epidemiology can benefit from activity-based models. Atmospheric Environment 2010b, 44(7), 1003-4. IPCC - Intergovernmental Panel on Climate Change. Climate Change 2007: Synthesis Report. . Geneva: IPCC secretariat, c/o World Meteorological Organization; 2007. Internet: http://www.ipcc.ch/pdf/assessment-report/ar4/syr/ar4_syr.pdf, accessed 24-102008. IRCELINE. Ozone in Belgium 2008. Maximal 1-hour ozone concentration (in μg/m3) on ozone days; 2009. IRCELINE. Luchtkwaliteit. Historiek; 2010. Jacobsen PL. Safety in numbers: more walkers and bicyclists, safer walking and bicycling. Inj Prev 2003; 9(3):205-9. ISO - International Organization for Standardization. Acoustics: Assessment of noise annoyance by means of social and socio-acoustic surveys. Geneva: International Organization for Standardization; 2003. Document ISO/TS 5666. ISO - International Organization for Standardization. Acoustics-Description and measurement of environmental noise-Part 1: Basic quantitites and procedures. Geneva, Switzerland: International Standard ISO 1996-1:1982(E) [Replaces ISO R1996, 1971]. 2nd ed. 2003. Izumi T, Hoshimiya N, Kazami K, Matsuo T, Nishiyama A. Measuring system for ionic channel noise of the biological membrane current-application to the exocrine gland acinar cells. Electronics and Communications in Japan, Part 2 (Electronics) 1986; 69(1):72-82. Izumi K. Annoyance due to mixed source noises- A laboratory study and field surve on the annoyance of road traffic and railroad noise. J Sound Vib 1988; 127(3):485-9. Jakobsson R, Ahlbom A, Bellander T, Lundberg I. Acute myeloid leukemia among petrol station attendants. . Arch Environ health 1993;48:255-9. Janssens D, Moons E, Nuyts E, Wets G. Onderzoek Verplaatsingsgedrag Vlaanderen 3 (2007-2008); 2009. Janssens D, Wets G. The presentation of an activity-based approach for surveying and modelling travel behaviour. Paper presented at the 32nd "Colloquium Vervoersplanologisch Speurwerk", Antwerp, Belgium. Paper received the best paper award for most innovative paper; 2005. Jarup L, Babisch W, Houthuijs D, Pershagen G, Katsouyanni K, Cadum E, et al. Hypertension and exposure to noise near airports: the HYENA study. Environ Health Perspect 2008;116(3):329-33. Jerrett M, Shankardass K, Berhane K, Gauderman WJ, Kunzli N, Avol E, et al. Trafficrelated air pollution and asthma onset in children: a prospective cohort study with individual exposure measurement. Environ Health Perspect 2008; 116(10):1433-8. Jerrett M, Burnett RT, Pope CA 3rd, Ito K, Thurston G, Krewski D, Shi Y, Calle E, Thun M. Long-term ozone exposure and mortality. N Engl J Med. 2009; 360(11):1085-95. Jones E. Walkable towns; the Liveable Neighbourhoods strategy. In: Tolley R, Sustainable Transport. Planning for walking and cycling in urban environments. Woodhead Publishing Limited; 2003. P.314-25. Kim JK, Kim S, Ulfarsson GF, Porrello LA. Bicyclist injury severities in bicycle-motor vehicle accidents. Accid Anal Prev 2007; 39(2):238-51. Kittelson D, Johnson J, Watts W, Qiang W, Drayton M, Paulsen D, et al. Diesel Aerosol Sampling in the Atmosphere. SAE The Society of Automotive Engineers paper No. 200001-2212,1-8 8pp; 2000. Klæboe R, Amundsen A, Fyhri A. Annoyance from vehicular air pollution: A comparison of European exposure-response relationships. Atm Environ 2008; 42(33):7689-94. Kleindienst TE, Shepson PB, Edney EO, Claxton LD, Cupitt LT, Wood smoke: measurement of the mutagenic activities of its gas-phase and particulate-phase photooxidation products, Environm. Sci. Techno. 1986;20(5):493-501. Knol AB, de Hartog JJ, Boogaard H, Slottje P, van der Sluijs JP, Lebret E, et al.. Expert elicitation on ultrafine particles: likelihood of health effects and causal pathways. Part Fibre Toxicol. 2009; 6:19.


-

-

-

Knol AB. Health and the Environment. Assessing the impacts, Addressing the uncertainties. Thesis Utrecht University, the Netherlands; 2010. Kruize H, Bouwman A. Environmental (in)equity in the Netherlands. A Case Study on the Distribution of Environmental Quality in the Rijnmond region. RIVM - Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. Report 550012003/2004, RUVM, Bilthoven; 2004. Kuhl D, Cooper C. Physical activity at 36 years: patterns and childhood predictors in a longitudinal study. J Epidemiol Community Health 1992; 46:114-9. Laframboise HL. Health policy: breaking the problem down into more manageable segments. Can Med Assoc J. 1973; 108(3):388-91. Lalonde, M. A New Perspective on the Health of Canadians: a Working Document. Ottawa, Canada: Government of Canada; 1974. Lawrence RJ. Human ecology and its applications. Landscape Urban Plan 2003;65(12):31-40. Lefebvre W, Van de Vel K, Janssen S, Fierens F, Trimpeneers E, Peelaerts W, et al. Impact 90 km/u beleidsmaatregel luchtkwaliteit Studie uitgevoerd in opdracht van: Vlaamse Milieumaatschappij (VMM) 2009/RMA/R/043; 2009. Lercher P. Environmental noise and health: An integrated research perspective. Environ Int1996;22(1):117-29. Le Tertre A, Medina S, Samoli E, Forsberg B, Michelozzi P, Boumghar A, et al. Short-term effects of particulate air pollution on cardiavascular diseases in eight European cities. . J Epidemiol Community Health 2002;56(10):773-79. Lioy PJ. Exposure analysis and assessment for low-risk cancer agents. Int. J. Epidemiol 1990; 19 Suppl 1: 53-61. Lioy PJ, Greenberg A. Factors associated with human exposures to polycyclic aromatic hydrocarbons. Toxicol. Ind. Health1990; 6(2): 209-23. Lioy PL, Waldman JM, Greenberg A, Harkov R, Pietarinen C. The Total Human Environmental Exposure Study (THEES) to benzo(a)pyrene: comparison of the inhalation and food pathways. Arch. Environ. Health 1988; 43(4): 304-12. Littman TA. Evaluating Transportation Benefits. Chapter 7. In: Transportation Cost and Benefit Analysis: Techniques, Estimates and Implications. Victoria BC, Canada: Victoria Transport Policy Institute 2009. Leventhall HG. Low frequency noise and annoyance. Noise Health 2004;6(23):59-72. LNE - Departement Leefmilieu. Geurhinder in Vlaanderen. Brussel: Departement Leefmilieu, Natuur en Energie van de Vlaamse Milieuadministratie; 2010. Longhurst JWS, Raper DW. The impact of aircraft and vehicular exhaust emissions on airport air quality. Brussels: International Civil Airport Association; Paper presented at the International Civil Airports Association Seminar ‘Aircraft noise and air pollution: the impact on airport capacity’, Brussels; 1990. Máca V, Melichar J, Ščasný MD. Literature review of theoretical issues and empirical estimation of health end-point unit values: noise case study. Prague: Charles University Environment Center. Sixth Framework Programme, Thematic Priority 6.3, Project GOCECT-2006-036913-2 (HEIM-TSA), Health and Environment Integrated Methodology and Toolbox for Scenario Development; 2008. Macintyre S, Hiscock R, Kearns A, Ellaway A. Housing tenure and car access: further exploration of the nature of their relations with health in a UK setting. J Epidemiol Community Health 2001;55(5):330-1. Macintyre S, Ellaway A, Der G, Ford G, Hunt K. Do housing tenure and car access predict health because they are simply markers of income or self esteem? A Scottish study. J Epidemiol Community Health 1998; 52(10):657-64. Makri A, Stilianakis NI. Vulnerability to air pollution health effects. Int J Hyg Environ Health 2008;211(3-4):326-36. Maschke C, Rupp T, Hecht K. The influence of stressors on biochemical reactions-a review of present scientific findings with noise. Int J Hyg Environ Health 2000; 203(1):4553.


-

-

-

-

May AD. Transport and Land Use Instrument for A Better Environment. In: Nakamura H, Hayashi Y, May AD, editors. Urban Transport and the Environment An International Perspective. Oxford: Elsevier; 2004. p. 37-98. Miedema HME, Vos H. Demographic and attitudinal factors that modify annoyance from transportation noise. . J Acoust Soc Am 1999; 105(6):3336-44. Miedema HME, Vos H. Self-reported sleep disturbance caused by aircraft noise. Delft: TNO Inro; Report 2004-15; 2004. Miedema HME, Passchier-Vermeer W, Vos H. Elements for a position paper on night-time transportation noise and sleep disturbance. Delft: TNO Inro; TNO Inro Report 2002-59; 2003. Miedema HM, Oudshoorn CG. Annoyance from transportation noise: relationships with exposure metrics DNL and DENL and their confidence intervals. Environ Health Perspect 2001; 109(4):409-16. MIRA – Milieu Rapport Vlaanderen. Verloren gezonde levensjaren (DALY's) door blootstelling aan PM10 en PM2,5;2006. MIRA -Milieu Rapport Vlaanderen. Gerapporteerde hinder door geluid. Mitchell R, Popham F. Effect of exposure to natural environment on health inequalities: an observational study. Lancet 2008 Nov 8; 372(9650):1655-60. Milliken M. Honda Drives Toward Home Solar Hydrogen Refueling; 2010 Mitchell G, Dorling D. An Environmental Justice Analysis of British Air Quality, Environment and Planning A 2003; 35:909-29. Moshammer H, Hutter HP, Schmidt L. Psychological and social aspects of ‘‘transport and health’’. In: Nicolopoulou-Stamati P, Hens L, Howard CV (eds) Environmental health impacts of transport and mobility. Springer, Dordrecht, pp 39–52; 2005 Mosqueron L, Nedellec V, Desqueyroux H, Annesi-Maesano I, Le Moullec Y, Medina S. Transport-related health effects with a special focus on children. Towards an integrated assessment of their costs and benefits. State of the art knowledge, methodological aspects and policy directions: Air pollution. Paris: ADEME - Agency for Environment and Energy Management. Contribution to the UNECE-WHO Transport, Health and Environment Pan European Programme - The PEP 2004. Murray CJ, Lopez AD. Evidence-based health policy--lessons from the Global Burden of Disease Study. Science 1996; 274(5288):740-3. Namdeo A, Stringer C. Investigating the relationship between air pollution, health and social deprivation in Leeds, UK. Environ Int 2008;34(5):585-91 Nawrot TS, Torfs R, Fierens F, De Henauw S, Hoet PH, Van Kersschaever G, et al. Stronger associations between daily mortality and fine particulate air pollution in summer than in winter: evidence from a heavily polluted region in Western Europe. J Epidemiol Community Health 2007; 61(2):146-9. NHS - National Health Service for Scotland. Health Impacts Assessment of Transport Initiatives: A Guide, NEHAP - Nationaal Actieplan voor Milieu en Gezondheid 2002. NEHAP - National Environmental Health Action Plan. Het Belgisch Nationaal MilieuGezondheidsplan 2002. Nemmar A, Hoet PH, Vanquickenborne B, Dinsdale D, Thomeer M, Hoylaerts MF, et al. Passage of inhaled particles into the blood circulation in humans. Circulation 2002;105(4):411-4. Nemmar A, Vanbilloen H, Hoylaerts MF, Hoet PH, Verbruggen A, Nemery B. Passage of intratracheally instilled ultrafine particles from the lung into the systemic circulation in hamster. Am J Respir Crit Care Med 2001; 164(9):1665-8. NRC – Handelsblad. Probleem Schiphol verplaatst 2003. Neumeier G. Occupational exposure limits. Criteria document for benzene. CEC Commission of the European Communities. Directorate-General Employment, Industrial Relations and Social Affairs. Office for official Publications of the European Communities. Brussel 1993. EUR - 14491 EN. Niemann H, Maschke C. WHO LARES Final report. Noise effects and morbidity; 2004.


-

-

Öhrström E, Skånberg A, Svensson H, Gidlöf-Gunnarsson A. Effects of road traffic noise and the benefit of access to quietness. J Sound Vib 2006; 295(1-2):40-59. Palli D, Saieva C, Grechi D, Masala G, Zanna I, Barbaro A, et al. DNA bulky adducts in a Mediterranean population correlate with environmental ozone concentration, an indicator of photochemical smog. Int J Cancer 2004; 109(1):17-23. Palli D, Sera F, Giovannelli L, Masala G, Grechi D, Bendinelli B, et al. Environmental ozone exposure and oxidative DNA damage in adult residents of Florence, Italy. Environ Pollut 2009;157(5):1521-5. Parkin J, Wardman M, Page M. Models of perceived cycling risk and route acceptability. Accid Anal Prev 2007; 39(2):364-71. Parkin J, Wardman M, Page M. Estimation of the determinants of bicycle mode share for the journey to work using census data. Transportation 2008; 35(1):93-109. Passchier-Vermeer W. Het gehoor van jongeren en blootstelling aan geluid [The hearing of young people and noise exposure]. Den Haag: Gezondheidsraad. Rapport no A89/04; 1989. Passchier-Vermeer W. Vibrations in dwellings: exposure anmd annoyance. TNO-report nr 95.058 Leiden; 1995. Passchier-Vermeer W. Vibrations in the living environment. Factors related to vibration perception and annoyance. Leiden: TNO Prevention and Health; 1998. TNO-report nr 98.022. Passchier-Vermeer W. Beoordeling laagfrequent geluid in woningen. Leiden: TNO Preventie en Gezondheid; . TNO-rapport nr 98.028; 1998. Passchier-Vermeer W. Vibrations in dwellings: exposure and annoyance. Leiden: TNO Prevention and Health. TNO-report nr 95.058.1998. Passchier-Vermeer W, Passchier WF. Noise exposure and public health Environmental Health Perspectives. Dordrecht: Springer; 2000. p. 123-31. Passchier-Vermeer W, Bistrup ML, Hygge S, Keiding L. Effects of noise. In: Health effects of noise on children and perception of the risk of noise - Report from a project coordinated by the National Institute of Public Health. 2001:p. 41-68. Passchier-Vermeer W, Miedema HME, Vos H, Steenbekkers JHM, Houthuijs DJM, Reijneveld SA. Slaapverstoring en vliegtuiggeluid [Aircraft noise and sleep disturbance]. Delft/Bilthoven: TNO Inro/National Institute for Public Health and the Environment. TNO Inro report nr 2002.028, RIVM report nr 441520019; 2002. Passchier-Vermeer W, Passchier WF. Environmental noise, anniyance and sleep disturbance. In: Nicolopoulou-Stamati P, Hens L, Howard CV, editors. Environmental Health Impacts of Transport and Mobility Dordrecht:Springer; 2005; 21:25-38. Passchier-Vermeer W, Vos H, S.A. J, Miedema HME. Slaap en verkeersgeluid. Delft: TNO Bouw en Ondergrond. Rapport 2007 L&G N001 64024. . Peluso M, Munnia A, Hoek G, Krzyzanowski M, Veglia F, Airoldi L, et al. DNA adducts and lung cancer risk: a prospective study. Cancer Res 2005; 65(17):8042-8. Peters A, van Klot S, Heier M. Trentinaglia I, Hormann A, Wichmann HE, et al. Exposure to Traffic and the Onset of Myocardial Infarction. New England Journal of Medicine 2004; 351(17); 1721-30. Pickup L, Giuliano G. Transport and social exclusion in Europe and the USA. In: Donaghy K, Donaghy S, Rudiner G, editors. Social dimensions of sustainable transport. Ashgate, Aldershot 2005. p. 38-49. Pope CA, 3rd, Ezatti M, Dockery DW, Fine-Particulate Air Pollution and Life Expectancy in the United States. N Engl J Med 2009; 360: 376-86. Pope CA 3rd, Dockery DW. Health effects of fine particulate air pollution: lines that connect. J Air Waste Manag Assoc 2006; 56(6):709-42. Pope CA 3rd, Burnett RT, Thun MJ, Calle EE, Krewski D, Ito K, et al. Lung cancer, cardiopulmonary mortality, and long-term exposure to fine particulate air pollution. Jama 2002; 287(9):1132-41 Pucher J, Dijkstra L. Promoting safe walking and cycling to improve public health: lessons from The Netherlands and Germany. Am J Public Health 2003; 93(9):1509-16.


-

-

-

Pucher J, Komanoff C, Schimek P. Bicycling renaissance in North America? Recent trends and alternatives policies to promote bicycling. . Transportation Research Part A 33 1999:625-54. Putnam R. Bowling Alone: The Collapse and Revival of American Community New York Simon and Schuster; 2000. Remy S, Nawrot TS. Health impact assessment in three Belgian cities: Brussels, Antwerp and Liège. Rapport gerealiseerd binnen het Project “Steden en Vervuiling” van de NEHAP -National environmental health action plan; 2008. Rietveld P. Biking and walking: the position of non-motorized transport modes in transport systems. TI - Tinbergen Institute Discussion Paper TI 2001-111/3; Amsterdam. 2001. Rietveld P, Daniel V. Determinants of bicycle use: do municipal policies matter? Transportation Research Part A 38. 2004. p. 531-50. Rinsky RA, Smith AB, Hornung R, Filloon TG, Young RJ, Okun AH, et al. Benzene and leukemia. An epidemiologic risk assessment. N Engl J Med 1987; 316(17):1044-50. Roberts MJ, Western AW, Webber MJ. A theory of patterns of passby noise. J Sound Vib 2003; 262(5):1047-56. Rogers R, Burdett R. Let’s Cram more into the City. In: Echenique M, Saint A, editors. Cities for the new Millenium. London: Taylor & Francis; 2001. p. 9-14. Rotko T, Oglesby L, Künzli N, Carrer P, Nieuwenhuijsen M, Jantunen M. Determinants of perceived air pollution annoyance and association between annoyance scores and air pollution (PM2,5, NO2) concentrations in the European EXPOLIS study Atmos Environ 2002; 3(29): 4593-602. Rotmans J, Martens P. Transitions in a globalising world: what does it all mean? In: Transitions in a globalising world. Lisse, The Netherlands: Swets & Zeitlinger Publishers 2002. p. 117-31; 2002. Samoli E, Aga E, Touloumi G, Nisiotis K, Forsberg B, Lefranc A, et al. Short-term effects of nitrogen dioxide on mortality: an analysis within the APHEA project. Eur Respir J 2006;27(6):1129-38. Samoli E, Zanobetti A, Schwartz J. et al. The temporal pattern of mortality responses to ambient ozone in the APHEA project. J Epidemiol Community Health 2009;63(12): 960-6. Sato T, Yano T, Björkman M, Rylander R. Road Traffic Noise Annoyance in Relation to Average Noise Level, Number of Events and Maximum Noise Level. . J Sound Vib 1999;223(5):775-84. Schram-Bijkerk D, van Kempen E, Knol AB, Kruize H, Staatsen B, van Kamp I. Quantitative health impact assessment of transport policies: two simulations related to speed limit reduction and traffic re-allocation in the Netherlands. Occup Environ Med2009;66(10):691-8. Shefer D, Rietveld P. Congestion and safety on highways: towards an analytical model Urban Studies 1997; 34(4):679-92. Sethi D, APOLLO Policy briefing: Road traffic injuries among vulnerable road users. WHO European Centre for Environment and Health; 2008. Sjöström M, Oja P, Hagströmer M, Smith BJ, Buaman A. Health-enhancing physical activity across European Union countries: the Eurobarometer study. l of Public Health J. 2006;14(1):1–10. Smith MT, Jones RM, Smith AH. Benzene exposure and risk of non-Hodgkin lymphoma. Cancer Epidemiol Biomarkers Prev 2007; 16(3):385-91. Song Y, Gee G, Fan Y, Takeuchi D. Do physical neighbourhood characteristics matter in predicting traffic stress and health outcomes Transportation Research Part F 2007; p. 164-76. SPF – Service Public Fedédéral Econiomie. Croissance du parc automobile (1977-2009). SPF –Service Public Federal. Mobilité et Transport. Diagnostic déplacement domiciletravail 2008. Stallen PJ. A theoretical framework for environmental noise annoyance. Noise Health 1999;1(3):69-80. Stansfeld SA, Haines MM, Burr M, Berry B, Lercher P. A Review of Environmental Noise and Mental Health. Noise Health2000; 2(8):1-8.


-

-

-

Stanley J, Vella-Brodrick D. The usefulness of social exclusion to inform social policy in transport. . Transport Policy 2009; 16(3):90-6. Stansfeld SA, Berglund B, Clark C, Lopez-Barrio I, Fischer P, Ohrstrom E, et al. Aircraft and road traffic noise and children's cognition and health: a cross-national study. Lancet 2005;365(9475):1942-9. Stansfeld S, Clark C, Cameron C. Aircraft and road traffic noise exposure and children's mental health. J Environ Psychol 2009a; 29(2):203-7. Stansfeld SA, Clark C, Cameron RM, Alfred T, Head J, Haines MM, et al. Aircraft and road traffic noise exposure and children's mental health. J Environ Psychol 2009;29(2):203-7. Stassen K, Collier P, Torfs R. Environmental burden of disease due to transportation noise in Flanders (Belgium) Transportation Research Part D: Transport and Environ 2008:355-8. Steg L, Gifford R (2005) Sustainable transportation and quality of life. J Transp Geogr 2005; 13:59–69. Steinmaus C, Smith AH, Jones RM, Smith MT. Meta-analysis of benzene exposure and non-Hodgkin lymphoma: biases could mask an important association. Occup Environ Med 2008;65(6):371-8. Strak M. Boogaard H. Meliefste K, Oldenwening M, Zuurbier M, Brunekreef B, et al. Respiratory health effects of ultrafine and fine particle exposure in cyclists. Occupational and environmental medicine 2010; 67(2): 118-124. Stutts JC, Williamson JE, Whitley T, Sheldon FC. Bicycle accidents and injuries: a pilot study comparing hospital- and police-reported data. Accid Anal Prev 1990; 22(1):67-78. THE PEP – Pan European Programme, Transport Health and Environment. Promising practices. THE PEP Toolbox 2009. Thomson H, Jepson R, Hurley F, Douglas M. Assessing the unintended health impacts of road transport policies and interventions: translating research evidence for use in policy and practice. BMC Public Health. 2008; 8:339. Tonne C, Beevers S, Armstrong B, Kelly F, Wilkinson P. Air pollution and mortality benefits of the London Congestion Charge: spatial and socioeconomic inequalities. Occup Environ Med2008;65(9):620-7. Tornqvist M, Ehrenberg L. On cancer risk estimation of urban air pollution. Environ Health Perspect 1994;102 Suppl 4:173-82. Tuch TM, Herbarth O, Franck U, Peters A, Wehner B, Wiedensohler A, et al. Weak correlation of ultrafine aerosol particle concentrations <800 nm between two sites within one city. J Expo Sci Environ Epidemiol 2006; 16(6):486-90. Tuominen, J. Determination of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons by Gas Chromatography/Mass Spectrometry and Method Development in Supercritical Fluid Chromatography. Govt Reports Announcements & Index (GRA&I) 1990; Issue 14. United Nations, UNECE-United Nations Economic Commission for Europe, WHO World Health Organization. The Pan-European Programme on Transport, Health and Environment: Assessment and Progress made. Prepared under the auspices of the Transport, Health and Environment Pan-European Programme. United Nations Economic Commission for Europe, World Health Organization Regional Office for Europe, Geneva 2008a. United Nations, UNECE-United Nations Economic Commission for Europe, WHO-World Health Organization. United Nations, Working together for sustainable and healthy transport: Guidance on Supportive Institutional Conditions for Policy Integration of Transport, Health and Environment. Prepared under the auspices of the Transport, Health and Environment Pan-European Programme. United Nations Economic Commission for Europe, World Health Organization Regional Office for Europe, Geneva 2008b. UNCED - United Nations Conference on Environment and Development. Rio Declaration on Environment and Development United Nations Environment Programme; 1992. Vandenbulcke G, Thomas B, de Geus B, Degraeuwe R, Torfs R, Meeusen R, et al. Mapping bicycle use and the risk of accidents for commuters who cycle to work in Belgium. Transport Policy 2009;16:77-87.


-

-

-

Van Larebeke N. Het kankerverwekkend vermogen van benzeen. VMM - Vlaamse Milieumaatschappij, Erembodegem. 1995. van Kempen E, van Kamp I, Lebret E, Lammers J, Emmen H, Stansfeld S. Neurobehavioral effects of transportation noise in primary schoolchildren: a crosssectional study. Environ Health 2010;9(1):25. van Kempen EE, Kruize H, Boshuizen HC, Ameling CB, Staatsen BA, de Hollander AE. The association between noise exposure and blood pressure and ischemic heart disease: a meta-analysis. Environ Health Perspect 2002; 110(3):307-17. Van Kempen EM, Van Kamp I. Annoyance from air traffic noise. Possible trends in exposure-response relationships. Report 01/2005 MGO EvK. Reference 00265/2005; 2010. Van Kamp I, Job RF, Hatfield J, Haines M, Stellato RK, Stansfeld SA. The role of noise sensitivity in the noise-response relation: a comparison of three international airport studies. J Acoust Soc Am 2004;116(6):3471-9. Van Steertegem M. MIRA-T Milieurapport Vlaanderen: Indicatorrapport ’08. Mechelen, België: Vlaamse Milieumaatschappij; 2009. Van Zeebroeck B, Nawrot T. Auto en gezondheid. Eindrapport, studie in opdracht van Vlaams Instituut Wetenschappelijk en Technologisch Aspectenonderzoek - Samenleving en technologie. Vlaams Parlement, Brussel; 2008. VMM - Vlaamse Milieu Maatschappij. Verloren gezonde levensjaren (DALY’s) door milieuverstoring; 2005. Wendel-Vos GCW, RIVM - Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. Wat zijn de mogelijke gezondheidsgevolgen van lichamelijke activiteit? In: Volksgezondheid Toekomst Verkenning, Nationaal Kompas Volksgezondheid. Bilthoven: RIVM, Nationaal Kompas Volksgezondheid\ Factoren die van invloed zijn op de gezondheid\ Leefstijl\ Lichamelijke activiteit; 2010. Whitelegg J, Haq G. New Directions in World Transport. Policy and Practice, World Transport. Policy & Practice. In: Whitelegg J, Haq G, editors. London: Earthscan Publications, ; 2003. p. 275-96. WHO - World Health Organisation. Guidelines for community noise. Geneva, 161. Berglund, B.Lindvall, T. Schwela, D.H.; 1999. Dora, C. Phillips, ed. M. transport policies. BMJ 318:1686–9. WHO - World Health Organization. Road traffic injuries in the WHO European Region: the population groups and countries most affected. Copenhagen, Rome; 2004. WHO _ World Health Organization. Constitution of the World Health Organization. New York: United Nations; 1946. Basic Documents, Forty-fifth edition 2006a. WHO - World Health Organization. Air Quality Guidelines. Global Update 2005. Particulate Matter, Ozone, Sulphur Dioxide and Nitrogin Dioxide. WHO regional office for Europe, Copenhagen; 2006b. WHO - World Health Organization. Health relevance of particulate matter from various sources. Report on a WHO Workshop, Bonn; 2007. World Health Organization Regional Office for Europe, Copenhagen. WHO - World Health Organisation, editor. Economic valuation of transport-related health effects. Review of methods and development of practical approaches, with a special focus on children. . Copenhagen, 150: Boesch, H.-J. Kahlmeier, S. Sommer, H. van Kempen, E. Staatsen, B. Racioppi, F; 2008. WHO - World Health Organization. Night Noise Guidelines for Europe. WHO regional office for Europe, Copenhagen; 2009. WHO – World Health Organization. Health and Environment in Europe: Progress Assessment. WHO regional office for Europe, Copenhagen; 2010. Winneke G, Neuf M. Psychological response to sensory stimulation by environmental stressors: Trait or state?. Appl Psychol Int Rev 1992; 41(3):257-67. Woodruff TJ, Darrow LA, Parker JD. Air pollution and postneonatal infant mortality in the United States, 1999-2002. Environ Health Perspect 2008; 116(1):110-5. World Bank. Biofuels: The Promise and the Risks. World Development Report 2008: Agriculture for Development; 2008.


-

Zanobetti A, Schwartz J, Dockery DW. Airborne particles are a risk factor for hospital admissions for heart and lung disease. Environ Health Perspect 2000; 108(11):1071-7. Zentner J, Franken H, Lobbecke G. Head injuries from bicycle accidents. Clin Neurol Neurosurg 1996; 98(4):281-5. Zhu Y, Kuhn T, Mayo P, Hinds WC. Comparison of daytime and nighttime concentration profiles and size distributions of ultrafine particles near a major highway. Environ Sci Technol 2006;40(8):2531-6. Zuurbier M, Hoek G, Oldenwening M, Lenters V, Meliefste K, van den Hazel P, et al. Commuters' Exposure to Particulate Matter Air Pollution Is Affected by Mode of Transport, Fuel Type, and Route. Environ Health Perspect 2010;118(6):783-9.


7. AANBEVELINGEN VOOR ONDERZOEK ‐ ‐ ‐ ‐ ‐ ‐

Het ijken van dynamische blootstellingsmodellen zodat de blootstelling ook op andere plaatsen dan de woonplaats in rekening kan worden gebracht Het gebruik van dynamische blootstellingsmodellen voor het evalueren van geïntegreerde beleidslijnen (over de beleidsectoren heen) Het bestuderen van de gezondheidseffecten van ultrafijn stof, elemental carbon en black carbon. Zo zijn er bv. aanwijzingen dat UFP ook neurologische effecten zou kunnen hebben. Het bestuderen van de blootstelling aan verkeerspolluenten tijdens verplaatsingen met verschillende transportmodi Het opzetten van een studie om het gezamenlijk effect van fijn stof en geluid onderling te onderzoeken Het ontwikkelen van methoden om de mate van onderregistratie van (niet-dodelijke) ongevallen met zwakke weggebruikers in de officiële statistieken te verminderen.

8. SAMENSTELLING VAN DE WERKGROEP Al de deskundigen hebben op persoonlijke titel aan de werkgroep deelgenomen. De namen van de deskundigen van de HGR worden met een asterisk * aangeduid. De volgende deskundigen hebben hun medewerking verleend bij het opstellen van het advies: BOTTERDOORNEN Dick CORNELIS Eric DHONDT Stijn GOETHALS Marc HENS Luc* INT PANIS Luc PASSCHIER Wim* STEURBAUT Walter* VAN LAREBEKE Nicolas* WETS Geert

acoustics group mobiliteit, modelisatie van transport medische sociologie cardiologie menselijke ecologie transport, milieu en gezondheid gezondheidsrisicoanalyse blootstelling, risicobeoordeling toxicologie mobiliteit, modelisatie van transport

UGent FUNDP Vrije Universiteit Brussel OLV Ziekenhuis Aalst Vrije Universiteit Brussel VITO Maastricht University UGent UGent IMOB Universiteit Hasselt

Het voorzitterschap werd verzekerd door Luc HENS en het wetenschappelijk secretariaat door Muriel BALTES


Over de Hoge Gezondheidsraad (HGR) De Hoge Gezondheidsraad is een federale dienst die deel uitmaakt van de FOD Volksgezondheid, Veiligheid van de Voedselketen en Leefmilieu. Hij werd opgericht in 1849 en geeft wetenschappelijke adviezen i.v.m. de volksgezondheid aan de ministers van volksgezondheid en van leefmilieu, aan hun administraties en aan enkele agentschappen. Hij doet dit op vraag of op eigen initiatief. De HGR neemt geen beleidsbeslissingen, noch voert hij ze uit, maar hij probeert het beleid inzake volksgezondheid de weg te wijzen op basis van de recentste wetenschappelijk kennis. Naast een intern secretariaat van een 25-tal medewerkers, doet de Raad beroep op een uitgebreid netwerk van meer dan 500 experten (universiteitsprofessoren, medewerkers van wetenschappelijke instellingen), waarvan er 200 tot expert van de Raad zijn benoemd; de experts komen in multidisciplinaire werkgroepen samen om de adviezen uit te werken. Als officieel orgaan vindt de Hoge Gezondheidsraad het van fundamenteel belang de neutraliteit en onpartijdigheid te garanderen van de wetenschappelijke adviezen die hij aflevert. Daartoe heeft hij zich voorzien van een structuur, regels en procedures die toelaten doeltreffend tegemoet te komen aan deze behoeften bij iedere stap van het tot stand komen van de adviezen. De sleutelmomenten hierin zijn de voorafgaande analyse van de aanvraag, de aanduiding van de deskundigen voor de werkgroepen, het instellen van een systeem van beheer van mogelijke belangenconflicten (gebaseerd op belangenverklaringen, onderzoek van mogelijke belangenconflicten, en een referentiecomité) en de uiteindelijke validatie van de adviezen door het College (eindbeslissingorgaan). Dit coherent geheel moet toelaten adviezen af te leveren die gesteund zijn op de hoogst mogelijke beschikbare wetenschappelijke expertise binnen de grootst mogelijke onpartijdigheid. De adviezen van de werkgroepen worden voorgelegd aan het College. Na validatie worden ze overgemaakt aan de aanvrager en aan de minister van volksgezondheid en worden de openbare adviezen gepubliceerd op de website (www.hgr-css.be), behalve wat betreft vertrouwelijke adviezen. Daarnaast wordt een aantal onder hen gecommuniceerd naar de pers en naar doelgroepen onder de beroepsbeoefenaars in de gezondheidssector. De HGR is ook een actieve partner binnen het in opbouw zijnde EuSANH netwerk (European Science Advisory Network for Health), dat de bedoeling heeft adviezen uit te werken op Europees niveau. Indien U op de hoogte wil blijven van de activiteiten en publicaties van de HGR kan U zich abonneren op een mailing-list en/of een RSS-feed via volgende link: http://www.hgr-css.be/rss.


PUBLICATIE VAN DE HOGE GEZONDHEIDSRAAD nr Gezond op weg De milieueffecten van het verkeer op de gezondheid

Recommend Documents