Samhällsekonomiska principer och kalkylvärden för transportsektorn: ASEK 5.2

Transkript

1 Version Samhällsekonomiska principer och kalkylvärden för transportsektorn: ASEK 5.2 Kapitel 11 Kostnad för luftföroreningar G L 6(1+0,1)

2 2

3 Innehåll Innehåll Kostnad för luftföroreningar Värdering av kostnad för luftföroreningar Metod för beräkning av lokala effekter av luftföroreningar Marginalkostnader för emissioner och koldioxid Emissionsfaktorer Kostnad för luftföroreningar Med luftföroreningar avses de föroreningar som uppstår på grund av användning av fossila bränslen, d.v.s. bensin eller diesel samt partiklar som uppstår t.ex. på grund av friktion mellan däck och vägbana. Den senare typen av luftförorening har hittills inte ingått i beräkningarna av den samhällsekonomiska kostnaden för luftföroreningar. Effekterna av luftföroreningarna delas vanligtvis upp i tre olika kategorier: lokala, regionala och globala effekter. Globala effekter består främst av luftföroreningarnas effekter på klimatet. Detta problem behandlas i kapitel12. De luftföroreningar som behandlas i detta kapitel är sådana som ger lokala och/eller regionala effekter Värdering av kostnad för luftföroreningar ASEK rekommenderar Den samhällsekonomiska kostnaden för luftföroreningar i landsortsmiljö är lika med kostnaden för regionala effekter medan kostnaden för luftföroreningar i tätortsmiljö består av summan av kostnaden för regionala och lokala effekter av luftföroreningar. Rekommenderade kostnader för lokala effekter per exponeringsenhet (per person som påverkas av luftföroreningarna) av visas i tabell Kostnaden per kg utsläpp av lokala effekter beror på kostnaderna per exponerad enhet och antalet exponerade enheter. Denna kostnad beräknas enligt formel som redovisas i en metodbeskrivning i avsnitt I tabell 11.2 redovisas beräknade kostnader för lokala effekter för vissa orter. Rekommenderade värden för regionala effekter visas i tabell Värderingen av luftföroreningar baseras på individers betalningsvilja som ökar med ökad real inkomst, allt annat lika. Kalkylvärdena för luftföroreningar ska därför räknas upp med inkomsten, mätt genom BNP/capita, från basåret 2010 och framåt (dock som längst till 2058). (Se ASEK-rapporten avsnitt 4.3) 3

4 Kalkylvärdena i tabellerna redovisas i 2010-års penningvärde, dels i 2010-års prisnivå (basåret för priser), dels uppräknade till 2030-års pris utifrån ASEKs prognos för real ökning över tiden av betalningsviljebaserade kalkylvärden (se kapitel 4). Tabell 11.1 Värdering av luftföroreningarnas lokala effekter i kr/exponeringsenhet. Prisnivå 2010 och 2030, uttryckt i 2010-års penningvärde Prognos 2030 Kväveoxid (NOx) 1,9 3 Kolväten (VOC) 3,2 5 Svaveldioxid (SO2) 16,0 23 Fina partiklar(pm2,5) Tabell 11.2 Värdering av luftföroreningarnas lokala effekter, i kr/kg utsläpp, för ett antal exempel på tätorter års penningvärde. Stockholms innerstad Stockholms ytterstad Stor-Stockholm yttre Prisnivå Befolkning Ventilationsfaktor NOx kr/kg VOC kr/kg SO 2 kr/kg PM2.5 kr/kg 2010 SHAPE SHAPE Uppgift saknas 2010 SHAPE Uppgift saknas Uppsala , Falun , Referensort: Kristianstad Referensort Kristianstad Referensort i EVA-modellen Referensort i EVA-modellen , Prognos , , Prognos , Tabell 11.3 Värdering av luftföroreningarnas regionala effekter, kr/kg utsläpp. Prisnivå 2010 och 2030, uttryckt i 2010-års penningvärde Prognos 2030 Kväveoxider (NOx) Kolväten (VOC) Svaveldioxid (SO2)

5 Bakgrund och motivering Lokala effekter Lokala effekter av trafik är de direkta effekter av luftföroreningar som uppstår i närområdet kring källan till utsläppen. De lokala effekter som värderas är hälsoeffekter p.g.a. utsläpp av kväveoxider (NOx), svaveldioxid (SO2) och olika typer av kolväten (VOC) samt nedsmutsning på grund av partiklar. De partiklar som ingår i värderingen är så kallade avgaspartiklar, det vill säga mycket små inhalerbara partiklar, s.k. PM2,51. Som tidigare nämnts finns det även inhalerbara partiklar som inte kommer från avgaser, och som är större. Sådana partiklar är slitagepartiklar (PM10)2 som bland annat består av vägdamm. Effekter av slitagepartiklar har hittills inte värderats. De lokala effekterna av luftföroreningar värderas genom tillämpning av samma typ av effektkedjemodell som rekommenderas i EU-projektet ExternE (SIKA 2002). I den modellen försöker man fastställa orsakssambanden i kedjan halter av utsläpp-exponerings-effekter samt värdera de effekter som i slutändan uppstår på grund av utsläppen. Den samhällsekonomiska kostnaden för utsläpp av ett givet ämne härleds alltså från betalningsviljan för en minskning av de effekter som utsläppet av ämnet ytterst orsakar. Effektkedjemodellen bygger på exponerings-respons -funktioner (ER-funktioner) eller dosrespons -funktioner, som beskriver den förväntade fysiska effekten (t.ex. medicinsk eller biologisk) av en viss exponering (dos) av en viss kemisk förening eller substans. Det behövs alltså en ER-funktion för varje enskild typ av effekt som kan uppstå på grund av utsläppet av en viss kemisk förening eller substans. Detta innebär i sin tur att det behövs en stor mängd fastställda ER-funktioner (summan av antalet effekter för varje kemiskförening och för partiklar) för att en fullständig värdering av de samlade effekterna av luftföroreningar från avgaser skall kunna göras. För att beräkna de lokala effekterna i ASEK används för Stockholmsregionen resultatet från det så kallade SHAPE-projektet (Stockholm Study on the Health Effects of Air Pollution and their Economic Consequences) (Forslund et al. 2007). Hälsoeffekterna av luftföroreningar, från förbränning av fossila bränslen består dels av förkortad livslängd (mortalitet) och dels i ökad sjuklighet (morbiditet). Den ekonomiska värderingen av mortalitet bygger på en uppskattning av det förväntade värdet av ett förlorat levnadsår, VOLL (Value Of a Lost Life year). Uppskattningen av VOLL har gjorts genom härledning från det skattade förväntade värdet av ett liv, VSL (Value of a Statistical Life)3. Det VSL som har använts avser värdering av dödsfall vid trafikolyckor (se kapitel 9 i denna rapport). Användningen av VSL för trafikolyckor som grund för beräkningen av förkortad livslängd på grund av luftföroreningar har ifrågasatts. Ett skäl till detta är att det är tänkbart att VSL kan vara beroende av vilken typ av risk det gäller och i vilket sammanhang den uppstår och alltså kan anta olika värde för olika typer av dödsolyckor. Någon korrigering av värdet för denna typ av sammanhangsfaktor har inte gjorts (SIKA, 2005). Värderingen av 1 Avgaspartiklar är egentligen mindre än PM 2.5 (PM 2,5 = partikulärt material, med storlek mindre än 2,5 mikrometer). De ingår i PM 0.1 men inkluderas i de beräkningar som gäller för PM PM 10 är egentligen alla partiklar mindre än 10 mikrometer d.v.s. både avgas- och slitagepartiklar. Slitagepartiklarna utgör delmängden (PM 10 PM 2.5). 3 VSL motsvarar det diskonterade värdet av VOLL, räknat över den förväntade livstiden. 5

6 luftföroreningar har heller inte justerats med hänsyn till den revidering av VSL för trafikolyckor som gjordes i denna ASEK-översyn (en ca 30-procentig ökning av VSL). Den ekonomiska värderingen av kostnaden för ökad sjuklighet görs fortfarande schablonmässigt genom ett procentuellt påslag på värderingen av mortalitet (SIKA 2003a). Det har diskuterats huruvida slitagepartiklar, PM10, (som främst härrör från slitage från vägbanan) ska tas med som en värderingskomponent. Bedömningen är att den kostnad som används i nuvarande beräkningar för partiklar i Stockholm troligtvis överskattar kostnaden (Mellin & Nerhagen 2010). Därför är det inte lämpligt att lägga till ytterligare en värderingskomponent för slitagepartiklar. Regionala effekter Regionala effekter består av direkta och indirekta effekter av luftföroreningar som uppstår inom ett relativt stort område kring källan till utsläppen. De indirekta effekterna av utsläppen består i att en del av de emitterade ämnena (primära förorenande ämnen) genomgår kemiska reaktioner och ombildas till nya ämnen (sekundära förorenande ämnen) som även de har negativa effekter på miljön.4 De regionala effekter som värderas är hälsoeffekter på grund av utsläpp av partiklar, kväveoxider (NOx), svaveldioxid (SO2) och kolväten (VOC) samt naturskadeeffekter som uppstår på grund av kväveoxider (NOx), svaveldioxid (SO2) och kolväten (VOC). Exempel på naturskadeeffekter är försurning och övergödning. Värderingen av de regionala effekterna har inte gjorts genom beräkning av skadekostnader utan baseras på åtgärdskostnaden för att uppnå politiskt uppsatta miljömål (SIKA 2005b). Luftföroreningar och deras effekter på hälsa och miljö är ett i flera avseenden mycket komplext problemområde. Det finns tusentals ämnen i fordonsavgaser som kan påverka människors hälsa. Många av dem påverkar också ekosystemen samt bidrar till påverkan på material genom korrosion och dylikt. Det är förenat med stora svårigheter är att till fullo fastställa konsekvenserna av luftföroreningar. När det gäller hälsoeffekter är mekanismerna i människokroppen endast delvis utredda, synergistiska samband mycket vanliga och de allvarligaste effekterna ofta mycket långsiktiga, t.ex. utveckling av cancer. Den medicinska osäkerheten är alltså stor. Ett område där detta är tydligt är partikelområdet där nyare forskning bland annat visar att partiklar och det som kan finnas bundet på partiklarnas yta kan uppskattas stå bakom ett par tusen förtida dödsfall per år i Sverige. Att vi idag mäter mängder och halter och har effektsamband endast för de mest centrala aggregaten av ämnen kan emellertid vara rationellt och effektivt om det innebär att vi fångar in huvuddelen av luftföroreningarnas konsekvenser med en begränsad utvärderingsinsats. 4 Svaveldioxid kan t.ex. ombildas till sulfater och kväveoxider till nitrater. 6

7 11.2. Metod för beräkning av lokala effekter av luftföroreningar Beräkningen av lokala effekter av luftföroreningar görs i två steg. Steg 1: Först beräknas antalet exponeringsenheter per kilo utsläpp på den specifika lokalen. Detta görs med formeln: Exponering = 0,029 F v B 0,5 Fv = ventilationsfaktorn för tätorten (exponering per person och kilo utsläpp) B = tätortens folkmängd (antal personer) I tabell redovisas olika ventilationsfaktorer för olika ventilationszoner. Landets indelning i ventilationszoner visas i figur Figur 11.1 Landets indelning i ventilationszone 7

8 Tabell 11.4 Ventilationsfaktorer för olika ventilationszoner Ventilations-zon Ventilationsfaktor, Fv 1-2 1,0 3 1,1 4 1,4 5 1,6 Steg 2: För att beräkna den enskilda lokalens värde för utsläpp uttryckt i kr/kg, multipliceras tätortens specifika exponering med respektive ämnes värde per exponeringsenhet (se tabell 11.1). Denna metod tillämpas när man vet att en åtgärd med säkerhet påverkar en viss tätort. Vid en åtgärd där påverkan är svår att hänföra till någon specifik tätort, kan ett schablonvärde för ventilationsfaktor och storleken på tätortsbefolkning användas, en så kallad referenstätort. Som referenstätort används Kristianstad som har invånare. Referenstätorten används med motiveringen att Sveriges mediantätortsbo bor i en tätort av Kristianstads storlek. Ventilationsfaktorn i referenstätorten har satts till 1,0. För de kalkylverktyg som beräknar effekter för mindre objekt, till exempel EVA-verktyget, lämpar sig en mindre ort bättre som grund för beräkning. Här avses ingen speciell tätort utan endast ett invånarantal på personer. Även här antas ventilationsfaktorn vara 1, Marginalkostnader för emissioner och koldioxid Marginalkostnaderna för emissioner beräknas utifrån uppgifter om den kostnad för samhället som olika utsläppsämnen medför samt uppgifter om mängden utsläpp som framförandet av olika fordon ger upphov till. Marginalkostnadsberäkningarna innefattar samtliga utsläppsämnen som värderas enligt avsnitt 11.1, det vill säga svaveldioxid, kväveoxid, kolväten samt partiklar. De emissionsfaktorer som beräkningarna baseras på redovisas i avsnitt Vägtrafik ASEK rekommenderar Rekommenderade marginalkostnader för luftföroreningar av trafik visas i tabell Marginalkostnaderna är uttryckta i 2010 års prisnivå och anges i enheten kronor per fordonskilometer. 8

9 Tabell Vägtrafikens marginalkostnader för luftföroreningar. Kr/fkm i prisnivå 2010 Fordon Landsbygd Referens-tätort Genomsnittlig marginalkostnad Personbil bensin 0,03 0,10 0,06 Personbil diesel 0,03 0,09 0,06 Personbil E85 0,01 0,06 0,03 Personbil CNG 0,00 0,02 0,01 Personbil genomsnitt 0,03 0,09 0,06 Lätt lastbil bensin 0,08 0,18 0,12 Lätt lastbil diesel 0,06 0,23 0,13 Lätt lastbil genomsnitt 0,06 0,23 0,13 Landsvägsbuss 0,26 1,10 0,47 Stadsbuss 0,00 0,93 0,93 Lastbil utan släp 0,39 0,97 0,54 Lastbil med släp 0,59 1,49 0,82 Bakgrund och motivering I avsnitt 11.1 redovisas gällande värderingar av de utsläppsämnen som ingår i beräkningen av marginalkostnad. I avsnitt 11.4 redovisas de emissionsfaktorer som används. För beräkning av marginalkostnad i tätort används vidare den generella referenstätort som anges i tabell 11.2 (Kristianstad). Dessa data ger tillsammans marginalkostnader för emissioner och koldioxid uppdelade på olika vägfordon och trafikmiljöer enligt tabell Storleken på beräknad genomsnittlig marginalkostnad för hela landet är beroende av hur trafiken fördelar sig på vägnätet. Därför har marginalkostnaderna för olika trafikmiljöer vägts samman med data över trafikarbete i olika trafikmiljöer enligt Handbok för vägtrafikens luftföroreningar 5, utgåva Tillsammans ger dessa data genomsnittliga marginalkostnader för emissioner uppdelade på olika fordon enligt tabell Järnvägstrafik ASEK rekommenderar Rekommenderade marginalkostnaderna visas i tabell 11.6 och Uppgifterna om trafikarbete avser år

10 Tabell 11.6 Järnvägstrafikens genomsnittliga externa marginalkostnader för emissioner och koldioxid, kr/liter diesel prisnivå 2010 Fordon Emissioner Motorvagnar genomsnitt 4,46 Lok genomsnitt 4,68 Tabell 11.7 Järnvägstrafikens externa marginalkostnader för emissioner och koldioxid, kr/liter diesel prisnivå 2010 Fordon Landsbygd Tätort Motorvagnar oreglerade 4,16 8,79 Motorvagnar steg IIIA 1,15 4,62 Motorvagnar steg IIIB 0,63 1,68 Lok oreglerade 4,53 10,54 Lok steg IIIA 1,97 3,58 Lok steg IIIB 1,21 1,00 Bakgrund och motivering Marginalkostnaderna som redovisas i tabellerna 11.6 och 11.7 är uttryckta i 2010 års prisnivå och anges i enheten kronor per liter diesel. Värderingar av de utsläppsämnen som ingår i beräkningen av marginalkostnad är de som redovisas i avsnitt De emissionsfaktorer som använts redovisas i avsnitt För beräkning av marginalkostnad i tätort används den generella referenstätort som anges i avsnitt Dessa data ger marginalkostnader för emissioner och koldioxid från dieseldriven järnvägstrafik uppdelade på fordon med olika motorklasser och trafikmiljöer. För att beräkna genomsnittlig marginalkostnad utifrån ett genomsnittligt dieseldrivet fordon och trafikmiljö i hela landet behövs uppgifter om den dieseldrivna tågtrafikens geografiska lokalisering i landet uppdelat på landsbygd och tätort. En sådan specifik uppdelning finns dock inte i dagsläge. Beräkningarna i tabell 11.6 bygger därför på antagandet att 90 procent av den dieseldrivna trafiken utförs på landsbygd och 10 procent i tätort använts. Detta är ett antagande som är vedertaget och sedan tidigare implementerat i flera modeller. Vidare behövs uppgifter om hur trafikarbetet är fördelat mellan fordon med olika motorklass. Inte heller dessa uppgifter finns att tillgå i dagsläget. Därför har andelen trafikarbete för respektive fordonsgrupp approximerats med antalet fordon inom respektive grupp i förhållande till det totala antalet fordon. Detta ger att 90 procent av fordonen är oreglerade, 10 procent av fordonen tillhör steg IIIA och 0 procent tillhör steg IIIB. Denna fördelning grundar sig på uppgifter från Transportstyrelsens fordonsregister, men då detta register i skrivande stund fortfarande är under uppbyggnad och uppgifter därifrån inte helt kan säkerställas, bör denna beräkningsförutsättning ses som ett grovt antagande Emissionsfaktorer För att en samhällsekonomisk värdering av luftföroreningar ska kunna göras måste de fysiska emissionerna kvantifieras. Detta görs med s.k. emissionsfaktorer (EF), som konverterar 10

11 trafikarbete till utsläppsmängder uttryckta i gram utsläpp per fordonskilometer (g/fkm) eller per personkilometer (g/pkm). Kvaliteten på dessa EF har naturligtvis direkt inverkan på kvaliteten i den slutliga värderingen. Nedan redovisas även emissionsfaktorerna för koldioxid (CO2) trots att värderingen av koldioxid redovisas i kapitel 12. Väg Tabell 11.8 Emissionsfaktorer för vägtrafik Landsbygd 2009 CO CO2 fossil avg. CO2 HC NOx PMm SO2 g/km kg/km kg/km*** g/km g/km g/km g/km Personbil 1,2 0,16 0,19 0,22 0,29 0,0039 0,0004 Personbil bensin 1,5 0,17 0,2 0,28 0,26 0,0014 0,0005 Personbil diesel 0,13 0,14 0,18 0,02 0,42 0,014 0,0002 Personbil E85 0,55 0,09 0,12 0,13 0,11 0,0014 0,00009 Personbil CNG** 0,39 0,06 0,09 0,01 0,022 0,0014 0,0001 Lätt lastbil 1 0,23 0,28 0,1 0,7 0,045 0,0004 Lätt lastbil bensin 5,2 0,19 0,22 0,46 0,78 0,08 0,0005 Lätt lastbil diesel 0,18 0,23 0,29 0,03 0,68 0,054 0,0004 Landsvägsbuss 0,52 0,39 0,48 0,13 3,2 0,058 0,0006 Stadsbuss Lastbil utan släp 0,9 0,53 0,66 0,21 4,8 0,1 0,0008 Lastbil med släp 1,3 0,91 1,12 0,21 7,3 0,13 0,0013 MC 15 0,14 0,17 1,54 0,33 0,072 0,0004 Moped 4,4 0,06 0,07 2,79 0,021 0,3 0,0001 Totalt 1,3 0,22 0,26 0,2 0,8 0,018 0,0005 Stad 2009 CO CO2 fossil avg. CO2 HC NOx PMm SO2 g/km kg/km kg/km*** g/km g/km g/km g/km Personbil 3,2 0,21 0,25 0,63 0,41 0,007 0,0005 Personbil bensin 4 0,23 0,27 0,79 0,39 0,006 0,0006 Personbil diesel 0,39 0,19 0,23 0,04 0,51 0,014 0,0003 Personbil E85 2,1 0,11 0,16 0,44 0,19 0,006 0,0001 Personbil CNG** 0,23 0,08 0,11 0,01 0,03 0,006 0,0002 Lätt lastbil 1,5 0,27 0,33 0,26 0,74 0,048 0,0004 Lätt lastbil bensin 6,5 0,24 0,28 1,13 0,73 0,016 0,0006 Lätt lastbil diesel 0,51 0,28 0,34 0,09 0,74 0,054 0,0004 Landsvägsbuss 1,4 0,85 1,04 0,37 7 0,15 0,0012 Stadsbuss 1,4 0,78 0,97 0,43 6,4 0,11 0,0009 Lastbil utan släp 1,2 0,66 0,81 0,35 5,9 0,14 0,001 Lastbil med släp 1,7 1,25 1,54 0, ,19 0,0018 MC 13 0,13 0,16 2,5 0,17 0,07 0,0004 Moped 4,4 0,06 0,07 2,9 0,02 0,41 0,0001 Totalt 3 0,26 0,31 0,6 0,82 0,02 0,0005 * Emissionsfaktor från EMV-modellen ** I dagsläget finns inga data för kallstartsutsläpp och avdunstning för bifuel bilar (gas/bensin) i ARTEMIS. Vid beräkning av emissionsfaktorer för dessa fordon har därför utsläpp från kallstarter och avdunstning uppskattats vara en lika stor del av de totala utsläppen som för bensinbilar. 11

12 På vägsidan används emissionsfaktorer som bygger på ARTEMIS modellen. Emissionsfaktorerna inkluderar körning med varm motor, kallstarter, avdunstning samt försämring p.g.a. åldring. Effekterna är beräknade som medeltal av hela den svenska vägtrafiken. Emissions- och bränslefaktorerna för personbil består t.ex. av såväl bensindrivna personbilar med katalysator som gamla bensindrivna personbilar utan katalysator som nya och gamla dieseldrivna personbilar. Då ARTEMIS-modellen inte inkluderar emissioner för partiklar från bensindrivna fordon har dessa data hämtats ifrån EMV modellen. Uttaget från EMV gjordes under Emissionsfaktorerna för partiklar för E85- och gasdrivna personbilar har approximerats med emissionsfaktorer för bensindrivna personbilar. Järnväg Emissionsfaktorer används då åtgärder inom järnvägssektorn utvärderas med samhällsekonomiska kalkyler. I tidigare ASEK-rapport beskrevs genomsnittliga emissionsfaktorer för dieseldrivna motorvagnar och lok som byggde på uppgifter från SJ samt Nätverket för Trafik och Miljö. De emissionsfaktorer som rekommenderas i denna rapport bygger istället på de normer för utsläpp från mobila maskiner som finns i EU direktiv 1997/68/EG. För motorvagnar och lok kom de första avgaskraven på EU-nivå år De specifika utsläppen från dieseldrivna motorvagnar och lok beror på vilken avgasklass motorn uppfyller. Motorer som placerats på marknaden tidigare och som inte uppfyller EU-kraven räknas som oreglerade. En styrka med nämnda emissionsfaktorer är att de är differentierade, vilket är en tillgång bl.a. vid prissättning av externa effekter, samt att de genomsnittliga värdena enkelt kan uppdateras i takt med att den svenska fordonsparken förändras. En svaghet är att de är gränsvärden och inte visar de genomsnittliga utsläppen från motorer inom varje klass. I tabell 11.9 nedan redovisas de utsläppsnivåer som gäller för motorer i dieseldrivna motorvagnar och lok samt en uppskattning av typiska utsläpp från oreglerade motorer och bränsleförbrukning enligt en teknisk granskning av ovan nämnda direktiv utförd av Joint Research Center(2008). Dock finns inga normer för svaveldioxid eller koldioxid i direktivet. Emissionsfaktorerna för svaveldioxid har därmed beräknats utifrån det faktiska svavelinnehållet i diesel av miljöklass 1 i Sverige. 6 Emissionsfaktorerna för koldioxid avser utsläpp för diesel av miljöklass 1 utan inblandning av förnyelsebart bränsle enligt Svenska petroleum och biodrivmedelsinstitutet (2011). Vidare avser emissionsfaktorn de faktiska utsläppen vid avgasröret och inte utsläpp ur ett livscykelperspektiv. Emissionsfaktorerna uttrycks nedan i enheten gram per kilowattimme. 6 Svavelhalten i svensk diesel får innehålla max 10 mg/kg. I praktiken har dock den svenska dieseln idag en svavelhalt på ca 2 mg/kg. 12

13 Tabell 11.9 Emissionsfaktorer samt bränsleförbrukning uttryckta i g/kwh Emissionsfaktorer samt bränsleförbrukning g/kwh Utsläpp lok Bränsle- NO X HC PM CO SO2 7 CO 2 förbrukning Oreglerat ,4 1,3 0,3 3,5 0, Steg III A 206 6,0 0,5 0,2 3,5 0, Steg III B 206 3,7 0,3 0,0 3,5 0, Utsläpp motorvagn Oreglerat ,7 1,3 0,5 3,5 0, Steg III A 216 3,7 0,3 0,2 3,5 0, Steg III B 216 2,0 0,19 0,0 3,5 0, I de samhällsekonomiska modeller och verktyg som används krävs dock emissionsfaktorer som är uttryckta i andra enheter. För att kunna beräkna marginalkostnader som kan relateras till dagens utformning av emissionskomponenten i banavgifterna krävs emissionsfaktorer uttryckta i gram per liter diesel. Ovanstående emissionsfaktorer har därmed räknats om med hjälp av bränsleförbrukningen som anges ovan samt densiteten för diesel 8. Emissionsfaktorer uttryckta i gram per liter diesel anges i tabellen nedan. Tabell Emissionsfaktorer samt bränsleförbrukning uttryckt i g/liter diesel Emissionsfaktorer g/liter diesel Utsläpp lok NOX HC PM CO SO2 CO2 Oreglerat 54,6 4,6 1,2 12,4 0, Steg III A 23,8 2,0 0,8 13,9 0, Steg III B 14,6 1,2 0,1 13,9 0, Utsläpp motorvagn Oreglerat 49,9 4,7 1,9 12,8 0, Steg III A 13,8 1,3 0,8 13,2 0, Steg III B 7,6 0,7 0,1 13,2 0, För att beräkna emissioner i samhällsekonomiska modeller som exempelvis Sampers/Samkalk och Bansek krävs emissionsfaktorer uttryckta på annat sätt. För dieseldrivna persontåg beräknas en genomsnittlig emissionsfaktor (g/tågkm) för samtliga typer av fordon och körförhållanden. I beräkningen används en basfaktor (a) samt en tilläggsfaktor (b) för tåg över 140 personer som adderar emissionerna i proportion till tågstorleken (EF=a+bx där x är antal platser över 140). I Samkalk benämns dessa som fasta EF (a) respektive marginella EF (b). För beräkning av godstrafikens emissioner används emissionsfaktorer dels för linjedrift (g/nettotonkm) och dels för växling (g/växlingstimme). Ovanstående emissionsfaktorer har därmed räknats om med hjälp av uppgifter om bränsleförbrukning hämtade från IVL (2005). Dessa visas i tabellen nedan. 7 Egna beräkningar utifrån faktiskt svavelinnehåll i svensk diesel. 8 Densiteten på diesel är ca 816 g/dm 3. 13

14 Tabell Bränsleförbrukning uttryckt i liter/tågkm samt liter/bruttotonkm enligt IVL (2005) Genomsnittlig bränsleförbrukning liter/tågkm liter/bruttotonkm Lok 1,89 0,0053 Motorvagn 0,0127 För beräkning av emissionsfaktorer för en genomsnittlig dieseldriven motorvagn respektive lok krävs även kunskap om hur trafikarbetet är fördelat mellan fordon med olika motorklass. Dessa uppgifter finns inte att tillgå i dagsläget. Därför har andelen trafikarbete för respektive fordonsgrupp approximerats med antalet fordon inom respektive grupp i förhållande till det totala antalet fordon. Detta ger att 90 % av fordonen är oreglerade, 10 % av fordonen tillhör steg IIIA och 0 % tillhör steg IIIB. Denna fördelning grundar sig på uppgifter från Transportstyrelsens fordonsregister, men då detta register i skrivande stund fortfarande är under uppbyggnad och uppgifter därifrån inte helt kan säkerställas, bör denna beräkningsförutsättning ses som ett grovt antagande. Utifrån ovanstående beräkningsförutsättningar fås emissionsfaktorer uttryckta i gram per bruttotonkilometer för motorvagnar. Med uppgifter om vikt för minsta tåg (75 ton) och vikt för extra plats (0,65 ton) enligt Gemensamma förutsättningar (2012 kommande) kan därefter emissionsfaktorer i gram per tågkilometer samt gram per platskilometer för dieselmotorvagnar beräknas. Dessa visas i tabellen nedan. Finns mer exakta uppgifter om tågvikt för just den tågtyp analysen avser kan dessa användas för att beräkna mer specifika emissionsfaktorer än nedanstående genomsnittsvärden. Tabell Emissionsfaktorer för motorvagnar uttryckta i g/tågkm samt g/platskm Emissionsfaktorer motorvagn g/tågkm samt g/platskm NOx HC PM CO SO2 CO2 Enhet Minsta tåg ( Fasta EF ) 44,1 4,2 1,7 12,2 0, g/tkm Extra platser ( Marginella EF ) 0,4 0,04 0,01 0,1 0, ,0 g/pkm Utifrån beräkningsförutsättningarna i tabell fås emissionsfaktorer uttryckta i gram per bruttotonkilometer och gram per tågkilometer för lok. Med uppgifter om genomsnittlig bruttovikt (1148 ton) och genomsnittlig nettolast (636 ton) för dieseldriven godstrafik 9 har därefter genomsnittliga emissionsfaktorer i gram per nettotonkilometer för diesellok i linjedrift beräknats. Dessa visas i tabellen nedan. Finns mer exakta uppgifter om bruttovikt och nettolast för just den tågtyp analysen avser kan dessa användas för att beräkna mer specifika emissionsfaktorer än nedanstående schablonvärden. Emissionsfaktorerna för växling har i arbetet med denna ASEK-rapport ej kunnat uppdateras, varför de tidigare värdena fortsatt gäller tills vidare. Nedan visas emissionsfaktorer för dieseldrivna lok i linjedrift samt för växling. 9 Bygger på egna beräkningar utifrån trafikarbete för dieseldriven godstrafik på olika bandelar och tågtyper i Sverige enligt Bangods för år

15 Tabell Emissionsfaktorer för lok uttryckta i g/nettotonkm samt g/växlingstimme Emissionsfaktorer lok g/nettotonkm samt g/växlingstimme NOx HC PM CO SO2 CO2 Enhet Diesellok i linjedrift 0,26 0,02 0,01 0,1 0, ,9 g/nettotonkm Diesellok växling T g/växlingstim Diesellok växling Z/V g/växlingstim Luftfart Inga nya resultat av flygets emissionsfaktorer har tagits fram varför detta avsnitt hålls oförändrat jämfört med ASEK4 och ASEK5. Flygets emissioner beräknas årligen av Luftfartsstyrelsen och används också vid planerade förändringar där persontransporter med flyg antas förändras. EF för flygtransporter ingår i Sampers/Samgods men beräkningar görs ofta manuellt baserat på beräknat trafikarbete. Storleken på flygets EF varierar i olika beräkningsschabloner från g CO 2/pkm respektive 0,39-0,66 g NO x/pkm, d.v.s. med ± 12 procent respektive ± 26 procent av medelvärdet. IP-värdena är desamma som angivits i underlaget till Samkalk (Luftfartsstyrelsen 2005). Det kan noteras att kalkylatorvärdena från LFS, SAS och SJ baseras på specifika data för samma flygplanstyp (Boeing ) med en högre kabinfaktor i SAS data. En ytterligare osäkerhetsfaktor är att Luftfartsstyrelsens underliggande data för bränsleförbrukning år 2006 var cirka 14 procent lägre än de data som används för den nationella utsläppsrapporteringen och baseras på SCB:s statistik över försålda bränslemängder. Tabell Emissionsfaktorer för persontransporter med flyg enligt olika källor; Luftfartsstyrelsens beräkningar från inrikes flygningar vid statliga flygplatser (Utsläpp, inrikesflyg), fyra olika webbaserade emissionskalkylatorer, beräkningsunderlag från inriktningsplaneringen (IP) respektive Banverkets schabloner. g/pkm CO 2 NO x Utsläpp, inrikesflyg 162 0,66 LFS kalkylator 175 0,51 SAS kalkylator 181 0,48 SJs kalkylator 144 0, IP 135 0,57 Banverket 183 0,53 Värdet på EF är beroende av vilken flygplanstyp, vilken flygsträcka och andra förhållanden runt flygningen som beräkningarna baseras på. Om ett schablonvärde ska användas för hela inrikesflyget krävs därför en noggrann avvägning av vilka underlagsparametrar som används. Luftfartsstyrelsens utsläppsdata för inrikesflyg baseras på medelvärden av specifika data för vissa flygplanstyper och flygningar fastställda av FOI. En revision av denna beräkningsmodell beräknas färdig och implementerad hos Luftfartsstyrelsen under första halvåret

16 En annan aspekt på flygets utsläppsvärdering utgörs av osäkerheter i flygemissionernas totala bidrag till klimatpåverkan. Även om kvantitativa data ännu är osäkra anser flera bedömare att effekten av CO 2 bör uppvärderas med en korrektionsfaktor för att beakta uppvärmningseffekten av flygets emissioner av NO x i stratosfären, partiklar och kondensstrimmor (Naturvårdsverket och Luftfartsstyrelsen 2006). Kunskapsunderlaget anses dock fortfarande alltför osäkert för att fastställa korrektionsfaktorns storlek. Sammantaget finns så pass mycket osäkerhet kring flygets EF att en översyn av värdena starkt rekommenderas. Sjöfart Passagertrafik De emissionsfaktorer som använts vid beräkningen av sjöfartens emissoner är beräkningsexempel som är hämtade från Naturvårdsverket (2010) och gäller för en färja på bruttoton. För denna färja, med en lastkapacitet på 60 trailers och passagerare, antas 80 procent av den totala bränsleförbrukningen och de totala emissionerna falla på passagerardelen och 20 procent på godsdelen. Kapacitetsutnyttjandet för passagerardelen antas vara i genomsnitt 50 procent, d.v.s. ett genomsnitt på passagerare per rutt. Bränsleförbrukningen för typfartyget är 112,9 kg bunkerolja per fartygskilometer, varav 39,5 kg alltså hänförs till godstrafik och 73,4 kg till passagerartrafik. Med 50 procents kapacitetsutnyttjande ger detta en bränsleförbrukning på 86,8 gram per pkm. Tabell Emissionsfaktorer för utsläpp i luft från passagerarfartyg Mängd utsläpp CO2 NOx SO2 Kg utsläpp per kg bunkerolja 3,19 0,0376 0,0079 Kg utsläpp per fkm, för passagerartrafik 234 3,8 0,6 Gram per pkm 180 2,1 0,4 Totala utsläpp, miljoner kg, år ,8 0,3 Gods Beträffande emissionsfaktorer för gods kan en inventering och prognostisering av bränsleförbrukning och emissioner för dansk sjöfart år 2007 och 2011 användas (Rørdam Olesen et al. 2009, se även ). I denna studie utgår man från IMO:s nuvarande och kommande regler för SECA och räknar med 1,5 vikts-procent svavel i bränslet för år 2007 och 1 viktsprocent år Från och med 2015 är maximalt tillåtna svavelhalt i bränsle inom SECA 0,1 procent. Detta innebär att emissionsfaktorerna för svavel i tabellen nedan kan minskas med 90 procent för trafik inom SECA. De beräknade emissionsfaktorerna i tabellen nedan är uttryckta i kg utsläpp per kg använd bunkerolja. 16

17 Tabell Emissionsfaktorer för sjöfart i danska farvatten, år 2007 och prognos för år Kg utsläpp per kg bunkerolja. Källa: Kvoten av totala utsläpp och total bränsleförbrukning utifrån data från Rørdam Olesen et al. (2009) År Fartygstyp CO2 NOx SO2 VOC 2007 Bulk 3,19 0,089 0,028 0,003 Cargo-RoRo 3,19 0,068 0,03 0,002 Container 3,18 0,068 0,02 0,002 Tanker 3,19 0,082 0,027 0,003 Övriga 3,18 0,06 0,016 0,002 Pass. RoRo 3,19 0,056 0,027 0,002 Genomsnitt 3,18 0,069 0,025 0, Bulk 3,19 0,091 0,018 0,003 Cargo-RoRo 3,19 0,07 0,02 0,003 Container 3,18 0,07 0,013 0,003 Tanker 3,19 0,084 0,018 0,003 Annat 3,17 0,062 0,01 0,003 Pass. RoRo 3,19 0,058 0,018 0,002 Genomsnitt 3,17 0,07 0,017 0,003 Referenser Forslund, J., Marklund, P-O., Samakovlis, E., (2007) Samhällsekonomiska värderingar av luft och bullerrelaterade hälsoproblem en sammanställning av underlag för konsekvensanalyser. Specialstudie nr. 13, december 2007, Konjunkturinstitutet. Mellin, A., & Nerhagen, L., (2010), Health Effects of Transport Emissions A Review of the state of the art of methods and data used for external cost calculations. Centre for Transport Studies Stockholm. SIKA, (2002), Översyn av samhällsekonomiska metoder och kalkylvärden på transportområdet. Rapport 2002:4. SIKA, (2005), Arbetet med att utveckla värderingar för trafikens avgasutsläpp. PM 2005:9. SIKA, (2005), Förslag till reviderade värderingar av trafikens utsläpp till luft. PM 2005:10. 17