Regeringsuppdrag att belysa skillnader i hälso- och miljöpåverkan av att använda diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3

Transkript

1 RAPPORT Regeringsuppdrag att belysa skillnader i hälso- och miljöpåverkan av att använda diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3 Ärendenummer: TRV 211/4645 A

2 Trafikverket har blivit informerade om att metodiken för bedömning av antalet cancerfall baserat på enskilda polyaromatiska kolväten (PAH) är felaktig och att antalet cancerfall som har redovisats i delrapporten Hälsoeffekter, befolkningsviktad exponering är osäkra. Vi rekommenderar därför att ni inte ska referera till uppgifterna kopplade till antalet cancerfall i den aktuella rapporten eller huvudrapporten. Eftersom fordonsflottans sammansättning kontinuerlig förändras genom att äldre fordon med sämre avgasrening ersätts med nyare bilar som uppfyller en tuffare utsläppsklass och att det har gått många år sedan detta regeringsuppdrag genomfördes kommer inte uppskattningen av antalet cancerfall att uppdateras. Om uppdraget skulle genomföras på nytt skulle hänsyn tas till de senaste rönen kring både beräkningsmetodik och toxicitet hos enskilda eller blandningar av PAH. Tillägg december 216 Titel: Regeringsuppdrag att belysa skillnader i hälso- och miljöpåverkan av att använda diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3 Publikationsnummer: 216:168 ISBN: Ärendenummer: TRV 211/4645 A Utgivningsdatum: December 216 Utgivare: Trafikverket Kontaktperson: Magnus Lindgren Uppdragsansvarig: Ulrika Wennergren, enhetschef Miljö och hälsa Produktion omslag: Grafisk form Distributör: Trafikverket Rapporten gavs ursprungligen ut i oktober 212 med publikationsnummer 212:178

3 Sammanfattning Regeringen har givit Trafikverket i uppdrag att belysa skillnader i hälso- och miljöpåverkan av att använda diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3 (i vilken Europadiesel ingår). I uppdraget ingår bland annat att utifrån genomförd samhällsekonomisk analys ge förslag på lämplig skatteskillnad mellan diesel miljöklass 1 och miljöklass 3 och hur skatteskillnaden kan förändras över tiden fram till 22. Transportstyrelsen, Naturvårdsverket och Statens energimyndighet har bistått Trafikverket i genomförandet av uppdraget. Samråd har skett med relevanta myndigheter och företrädare för näringslivet, speciellt petroleum- och fordonsindustrin. Uppdraget har inkluderat mätning och sammanställning av emissionsdata från olika fordon drivna med diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3, analys av energianvändning och utsläpp av klimatpåverkande gaser från källa till tank (Wellto-Tank), bedömning av hälsopåverkan samt en samhällsekonomisk analys av skillnaderna i att använda diesel av miljöklass 1 och diesel av miljöklass 3. Genomförda emissionsmätningar och litteraturstudier har visat på betydande skillnader i utsläpp av bland annat kväveoxider, partiklar och polycykliska aromatiska kolväten mellan miljöklass 1 och miljöklass 3. Generellt så är utsläppen högre med miljöklass 3, för både äldre och nyare motortekniker eller utsläppsklasser. Trenden är dock att ju högre utsläppsklass motorn uppfyller desto lägre är både de absoluta utsläppen och skillnaden mellan miljöklass 1 och miljöklass 3. Resultaten visar att det först vid användande av partikelfilter som skillnaderna i utsläpp är så pass små att det i majoriteten av fallen inte längre är möjligt att påvisa några signifikanta skillnader utöver utsläpp av kväveoxider. Hela kedjan från utvinning av råolja vid källan fram till att dieselbränslet finns tillgängligt för slutkund har inkluderats i Well-To-Tank studien. Fokus har varit på processerna i raffinaderiet där hänsyn har tagits till bland annat hanteringen av restprodukter så som värme och ånga samt till behovet av vätgas för avsvavling och anpassning av halten polycykliska aromatiska kolväten. Analysen visar att det, i genomsnitt, inte förekommer några betydande skillnader i energianvändning och utsläpp av klimatpåverkande gaser mellan tillverkning av miljöklass 1 diesel och miljöklass 3 diesel. För enskilda raffinaderier kan det dock förekomma skillnader beroende på hur de olika interna processerna i raffinaderiet har optimerats. Hälsopåverkan har dels bedömts utifrån avgasernas toxicitet och dels via en exponeringsviktad simulering över situationen i Stockholm. Skillnaden i utsläpp av polycykliska aromatiska kolväten, främst benso(a)pyren och dibenso(a,l)pyren, från tunga fordon som uppfyller Euro V visar på cirka 1 procent högre risk för cancer vid användande av miljöklass 3 diesel jämfört med miljöklass 1 diesel ur ett arbetsmiljöperspektiv. Analysen av hälsoeffekter i Stockholm, baserat på 1,6 miljoner invånare, visar att antalet förtida dödsfall skulle öka med mellan 6 och 36 personer och runt 5 fler fall av cancer per år med miljöklass 3 jämfört med 3

4 miljöklass 1. Fram mot 22 visar analysen att de negativa effekterna av miljöklass 3 kommer att minska eftersom äldre fordon med höga utsläpp ersätts av nya fordon med betydligt lägre utsläpp. Den samhällsekonomiska analysen visar på samma trend som bedömningarna av hälsopåverkan. I början av den analyserade perioden, 21, är de samhällsekonomiska kostnaderna markant högre för miljöklass 3 än för miljöklass 1. Den totala samhällsekonomiska kostnaden för miljöklass 1 uppgår till knappt 6,8 kr/liter inklusive effekterna av utsläpp av koldioxid. Motsvarande kostnad för miljöklass 3 var nästan 7,7 kr/liter för 21, en merkostnad på 87 öre/liter jämfört med miljöklass 1, varav 17 öre/liter härrör till skillnader i utsläpp av koldioxid. Genom att äldre fordon och arbetsmaskiner med höga utsläpp skrotas och ersätts av nya som uppfyller en högre utsläppsklass minskar den samhällsekonomiska belastningen. Till 22 har kostnaderna för miljöklass 1 sjunkit till 5,1 kr/liter och för miljöklass 3 till 5,5 kr/liter. Trots att den totala samhällsekonomiska belastningen har minskat för både miljöklass 1 och miljöklass 3 kvarstår fortfarande en skillnad av 36 öre/liter. Minskningen beror på lägre utsläpp av miljö- och hälsopåverkande ämnen medan effekten av utsläpp av koldioxid kvarstår. I tätbefolkade områden är de samhällsekonomiska kostnaderna väsentligt högre. För Stockholm har den samhällsekonomiska merkostnaden för miljöklass 3 beräknats till drygt 4 kr/liter för 21. Vid förändrade inblandningar av biokomponent, exempelvis hydrerade växtoljor (HVO), kan även utsläppen av koldioxid komma att påverkas. Analyserna visar att utsläppen av koldioxid i g/km och g/kwh är 1,6 procent högre vid användande av miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1. Per kubikmeter bränsle är skillnaderna än större, 3,7 procent. Trots detta har miljöklass 1 och miljöklass 3 samma koldioxidskatt per kubikmeter bränsle. Förutsatt att koldioxidskatten för dieselbränsle anpassas till de faktiska utsläppen av koldioxid för respektive miljöklass finns det samhällsekonomiskt motiverade skäl att, under tidsperioden från 215 till 22, minska på den reduktion av energiskatten som diesel av miljöklass 1 innehar. 4

5 Summary The Swedish government has assigned the Swedish Transport Administration to perform a study to highlight the differences in environmental impact and health effects of the use of environmental class 1 diesel fuel and environmental class 3 diesel fuel in on-road vehicles and non-road mobile machinery. The environmental class 3 diesel fuel is equivalent to the standard European diesel fuel. In the assignment relevant tax reductions for environmental class 1 diesel fuel shall be proposed based on the result of a socioeconomic analysis. The analysis shall cover the period from 21 to 22 and include the transformation of the vehicle and machinery fleet including the introduction of coming emission regulations. The Swedish Transport Agency, the Swedish Environmental Protection Agency and the Swedish Energy Agency have assisted the Swedish Transport Administration. Other relevant agencies and representatives from the trade and industry sector, especially the petroleum and vehicle manufacturers, shall be consulted. The assignment has been divided into several subsections Emissions measurements and compilation of other research activities regarding environmental class 1 and environmental class 3 diesel fuel Analysis of energy efficiency and emissions of carbon dioxide in fuel production, well-to-tank perspective Socioeconomic analysis Analysis of health effects The emissions measurements revealed rather considerable differences in emissions of nitrogen oxides, particulate matter and poly cyclic aromatic hydrocarbons between environmental class 1 and environmental class 3 diesel fuel. In general emissions from environmental class 3 diesel fuel are higher than from environmental class 1 diesel fuel. The trend shows that the difference decreases with new vehicles and machinery that, i.e. vehicles and machinery that fulfil a higher emission class such as Euro VI. The most important engine exhaust gas after-treatment technology according to the analysis was a diesel particulate filter (DPF) which significantly reduces both particulate matter (PM) and emissions of poly cyclic aromatic hydrocarbons (PAH). For engines with DPF it was not possible to measure any significant differences in PM and PAH due to low absolute emissions. The Well-To-Tank study showed that there were no significant differences in emissions of carbon dioxide or energy efficiency in production of environmental class 1 and environmental class 3 diesel fuel for the average of all five refineries producing environmental class 1 diesel fuel for the Swedish market. However, for the individual refineries there might still be considerable differences depending on various reasons. 5

6 Health effects has been evaluated both from a toxicity perspective related to workplace environment and on the exposure and health of the population in the metropolitan area of Stockholm. The results show that the estimated cancer risks of emissions from environmental class 3 diesel fuel were about 1% higher than for emissions from environmental class 1 diese lfuel for modern heavy duty trucks fulfilling Euro V. PAH constitutes the highest health risk of the compounds analysed in diesel emissions. Particularly, dibenzo(a,l)pyrene, benzo(a)pyrene as well as fluoranthene contribute to the overall carcinogenicity from PAH. The impact of the increased exposure on cancer risk and mortality among the population of Greater Stockholm is estimated using different methodologies. With NOx as indicator the number of premature deaths is estimated to increase by 36, 23 and 15 per year for 21, 215 and 22, respectively with environmental class 3 compared with environmental class 1. Using exhaust-pm as indicator the number of deaths would increase by 6, 3 and 2 for 21, 215 and 22, respectively. The total number of additional cancer incidents due to emissions of PAH was also estimated, to be 53, 39 and 29 in 21, 215 and 22. The socioeconomic analysis shows the same trend as for emission measurements and health effects, with the introduction of new and less polluting vehicles and machinery the negative effects will be reduced. The overall socioeconomic cots for environmental class 1 diesel fuel amounted to 6.7 SEK/litre of fuel in 21. This includes environmental, health and climate effects. The corresponding socioeconomic cost for environmental class 3 diesel fuel was 7.6 SEK/litre or.87 SEK/litre higher that for environmental class 1 diesel fuel. About.17 SEK/litre was due to emissions of carbon dioxide which will not be affected by new emission regulations but will be dependent on the use of renewable fuels. The increased socioeconomic cost for environmental class 3 diesel fuel are estimated to be reduced to.2 SEK/litre for environmental and health effects in 22. Under the condition that differences in emissions of carbon dioxide between environmental class 1 and environmental class 3 diesel fuel is reflected in the taxation of carbon dioxide there is, from a socioeconomic perspective, reasons to decrease the reduction in energy tax for environmental class 1 diesel fuel during the time from 21 to 22. 6

7 Innehåll Uppdrag från Regeringen... 9 Tolkning av uppdraget Arbetets genomförande Bakgrund Miljöklass 1 historik Dieselspecifikationer Framtida tillgång Miljö- och hälsoeffekter av ämnen i dieselavgaser Emissionslagstiftning Lätta fordon Tunga fordon Arbetsmaskiner Fordonsparkens sammansättning Lätta fordon Tunga fordon Arbetsmaskiner Bedömning av miljö- och hälsopåverkan Bränsleanalys Avgasemissioner... 4 Litteraturstudie... 4 Emissionsmätningar Sammanställning av emissionsdata... 5 Tillverkning av bränsle Samhällsekonomisk analys Systemgränser och metod Uppdelning på olika typer av fordon, maskiner och motorklasser Geografiska skillnader Utsläpp av PAH Analys av samhällsekonomiska kostnader Hälsoeffekter... 6 Bedömning av hälsokonsekvenser Marknadsandelar Diskussion och slutsatser Rekommendation Referenser

8 8

9 Uppdrag från Regeringen Uppdrag att belysa skillnader i hälso- och miljöpåverkan av att använda diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3. Regeringens beslut Regeringen uppdrar åt Trafikverket att belysa skillnader i hälso- och miljöpåverkan av att använda diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3 (i vilken Europadiesel ingår). I uppdraget ingår att: 1. Redovisa skillnaderna i utsläpp av avgasemissioner från dieseldrivna tunga fordon, arbetsmaskiner och personbilar som uppkommer vid användandet av diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3. I denna del av uppdraget ingår att bestämma reglerade avgasutsläpp samt relevanta oreglerade utsläpp (t.ex. polycykliska aromatiska kolväten) från olika utsläppsklasser och avgasreningstekniker (t.ex. EGR eller SCR). Av särskilt intresse är de utsläppsklasser och avgastekniker som kommer att stå för en betydande andel av trafikarbetet och därmed utsläppen i den närmaste framtiden. Utöver avgasutsläpp ska även skillnader i hälsopåverkan analyseras och redovisas. 2. Redovisa utsläppen av klimatpåverkande gaser samt energianvändning i ett livscykelperspektiv för diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3 i dieseldrivna tunga fordon, arbetsmaskiner och personbilar. I livscykelanalysen bör beaktas om vissa utsläpp av klimatpåverkande gaser, exempelvis från raffinaderier, omfattas av EU:s system för handel med utsläppsrätter 3. Analysera och redovisa hur de samhällsekonomiska effekterna och hälsopåverkan förändras över tiden från idag fram till 22 i takt med att fordonsparken förändras. 4. Utifrån genomförd samhällsekonomisk analys ge förslag på lämplig skatteskillnad mellan diesel miljöklass 1 och miljöklass 3 och hur skatteskillnaden kan förändras över tiden fram till 22. I denna del ingår också att bedöma hur marknadsandelarna för de två dieselkvaliteterna kan komma att ändras på grund av förändrade skatteskillnader. Transportstyrelsen, Naturvårdsverket och Statens energimyndighet ska bistå Trafikverket i genomförandet av uppdraget. Samråd bör ske med relevanta myndigheter och företrädare för näringslivet. Kostnaderna för uppdraget ska belasta utgiftsområde 22 Kommunikationer, anslag 1:3 Trafikverket, anslagspost 3 Till Regeringskansliets disposition. Uppdraget ska redovisas till Regeringskansliet (Näringsdepartementet) senast den 31 oktober 212 9

10 Skälen till Regeringens beslut Riksdagen har tillkännagivit att regeringen bör undersöka i vilken utsträckning skatteskillnaderna mellan diesel miljöklass 1 och miljöklass 3 (i vilken Europadiesel ingår) kan minskas under mandatperioden (bet. 21/11:Sku21, rskr. 21/11:183). Regeringen har i 211 års ekonomiska vårproposition (prop. 21/11:1) aviserat att berörda myndigheter kommer att ges i uppdrag att utreda denna fråga. På regeringens vägnar Catharina Elmsäter-Svärd Stefan Andersson 1

11 Tolkning av uppdraget Att minska de negativa effekterna på miljö och hälsa från dieselförbränning (dieseldrivna fordon och arbetsmaskiner) är en viktig utmaning för hela samhället. Det är främst två egenskaper som påverkar vad som släpps ut ur avgasröret; Vad man förbränner, det vill säga egenskaperna hos bränslet vilket även inkluderar hur bränslet är tillverkat, och Hur man förbränner, vilket motsvarar egenskaperna hos motorn och eventuell avgasrening så som katalysatorer och partikelfilter. Även övriga delar av samhället har en viktig roll i att minska utsläppen från fordon och arbetsmaskiner. Om man kan effektivisera en process så att det går åt mindre diesel är det sannolikt att även utsläppen minskar, exempelvis att gå och cykla istället för att köra egen bil. Förbättrad logistik och fyllnadsgrad i godstransporter är en annan åtgärd. Förändrat beteende och effektivare användning av fordon och arbetsmaskiner är mycket viktigt. Dock har vi tolkat uppdraget att de delarna inte ingår utan att fokus ska vara mot effekterna av egenskaper hos bränslet, närmare bestämt diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3, och inverkan av olika motortekniker. Med motortekniker avses reningsgraden eller utsläppsklassen hos motorerna. Miljöklassningen av dieselbränsle anger ett intervall av olika parametrar inom vilket bränslet måste hålla sig för att klassas som den aktuella miljöklassen. Vi tolkade miljöklass 1 som ett bränsle som motsvarar majoriteten av den miljöklass 1 diesel som säljs i Sverige i dagsläget, med ett undantag. Ett dieselbränsle som ska vara representativt för perioden 21 till 22 bör innehålla 7 procent biodiesel, speciellt då det har diskuterats att införa en kvotplikt i Sverige motsvarande 7 procent inblandning av biodiesel. Specifikationen för en miljöklass 3 dieseln för detta uppdrag tolkades som en specifikation representativ för den Svenska marknaden under förutsättning att miljöklass 3 hade betydande marknadsandelar. Samråd med näringslivet, speciellt Svenska Petroleum och Biodrivmedelsinstitutet, ansågs som givet för att definiera parametrarna för en representativ miljöklass 1 respektive miljöklass 3 diesel för den svenska marknaden. Att uppdraget har lagts på Trafikverket och ytterligare tre myndigheter, Transportstyrelsen, Naturvårdsverket och Energimyndigheten, har identifierats för att bistå i arbetet understyrker att detta är ett område som påverkar många delar av samhället. Exempel på delar av samhället som kan påverkas är: Tillverkning av dieselbränsle Tillgång till bränsle Hälso- och miljöpåverkan Transportsektorn Detta tolkas som att det är viktigt att ha en helhetssyn under arbetets genomförande vilket även styrks av att uppdraget har identifierat hela kedja från råvara till slutanvändning. Vi ansåg även att det var viktigt att nyttja vedertagna metoder så 11

12 som EU:s regelverk för mätning av emissioner från fordon och arbetsmaskiner eller ASEK arbetsgruppen för samhällsekonomiska kalkyl- och analysmetoder inom transportområdet för bedömning av de samhällsekonomiska kostnaderna. I uppdraget anges att utsläppen av klimatpåverkande gaser samt energianvändning ska beaktas i ett livscykelperspektiv. Vi har tolkat detta som att det är tillräckligt att genomföra en WTW-analys (Well-To-Wheel) och inte en fullständig livscykelanalys då vi ansett att det inte är nödvändigt att inkludera effekterna av att bygga raffinaderier och fordon i analysen. Eftersom syftet är att jämföra skillnaderna mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 diesel kommer energianvändningen och utsläppen från tillverkning av raffinaderier och fordon inte att påverka resultatet då det är samma fordon och i princip samma raffinaderier som är aktuella för båda bränslena. Med reglerade och icke reglerade utsläpp har vi tolkat att följande ämnen avses: Reglerade avgasutsläpp - Kolmonoxid - Kolväte - Kväveoxid - Partikelmassa - Partikelantal Oreglerade avgasutsläpp - Polycykliska aromatiska kolväten, både flyktiga/semi-volatila och partikelbundna - Aldehyder och ketoner - Alkener Vi har tolkat att partikelantal ingår i de reglerade avgasutsläppen trots att det inte är ett obligatoriskt krav i emissionsmätningar för samtliga motortyper. För arbetsmaskiner finns för närvarande inga krav på att mäta partikelantal vid certifiering/typgodkännande. Utöver ovan redovisade ämnen ansåg vi att det även var viktigt att inkludera bränsleförbrukning och utsläpp av koldioxid i analysen. Det finns en mycket stor mängd polycykliska aromatiska kolväteföreningar (PAH) och det hade inte varit möjligt att analysera samtliga. Vi ansåg att relevanta oreglerade utsläpp ska tolkas som de oreglerade utsläpp som har stor toxisk effekt och som förekommer i betydande koncentrationer i omgivningsluft ska ingå. Att uppdraget ska genomföras i samråd med relevanta myndigheter och företrädare för näringslivet ser vi som en given aktivitet för att åstadkomma detta. I första hand ska befintliga litteraturkällor användas för att hitta information om reglerade avgasutsläpp samt relevanta oreglerade utsläpp från olika utsläppsklasser och avgasreningstekniker. I de fall det saknas befintlig kunskap ska kompletterande emissionsmätningar i enlighet med gängse standarder genomföras. 12

13 Arbetets genomförande Arbetsgruppen för regeringsuppdraget att belysa skillnader i hälso- och miljöpåverkan av att använda diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3 (i vilken Europadiesel ingår) har bestått av: Magnus Lindgren, Trafikverket Stefan Grudemo, Trafikverket Ulrika Ågren, Transportstyrelsen Magnus Henke, Energimyndigheten Titus Kyrklund, Naturvårdsverket Mats Björsell, Naturvårdsverket Claes de Serves, VINNOVA Arbetsgruppen har även involverat ett antal konsulter för att genomföra olika deluppdrag inom regeringsuppdraget: Emissionsmätning lätta fordon: Ecotraffic ERD3 AB Emissionsmätning tunga fordon: AVL MTC Motortestcenter AB Emissionsmätning arbetsmaskiner: SMP Svensk Maskinprovning AB Litteraturstudie emissioner från fordon och arbetsmaskiner: Ecotraffic ERD3 AB Well-To-Tank analys av miljöklass 1 och miljöklass 3 diesel: Ecotraffic ERD3 AB Samhällsekonomisk analys: ÅF Infrastructure AB Bedömning av hälsoeffekter: Institutet för miljömedicin, Karolinska Institutet Beräkning av befolkningsviktad exponering: SLB-analys Första mötet med arbetsgruppen genomfördes den 21 september 211 där uppdraget tolkades och en grund för genomförandet togs fram. Utöver flertalet möten inom arbetsgruppen, ett per månad i genomsnitt, har även bilaterala möten med företrädare för näringslivet hållits. Den 18 april 212 hölls ett halvtidsseminarium för att redovisa resultaten från emissionsmätningarna och en litteraturstudie. På seminariet fanns representanter från regeringskansliet, statliga myndigheter, petroleumindustrin, fordonsindustrin, miljöorganisationer och forskningsorganisationer. 13

14 Under perioden september till november 211 genomfördes flertalet möten med Svenska petroleum och biodrivmedelsinstitutet och representanter från fordonsindustrin för att fastställa egenskaperna för de bränslen, diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3, som har använts inom emissionsmätningarna. Under samma tidsperiod fördes diskussioner, främst med olika myndigheter och forskare inom det hälsorelaterade området för att identifierad de utsläppskomponenter som ingått i emissionsmätningarna samt analyserna av samhällsekonomisk kostnad och hälsoeffekter. Emissionsmätningarna genomfördes från november 211 fram till april 212. Parallellt med detta genomfördes även en litteraturstudie för att sammanställa emissionsdata från fordon och arbetsmaskiner drivna med miljöklass 1 och miljöklass 3 diesel. Under perioden november 21 till augusti 212 genomfördes både Well-To-Tank studien och den samhällsekonomiska analysen. De sista delprojekten, hälsoeffekter och exponeringsberäkningar, initierades under april och slutfördes under september 212. Denna slutrapport är uppbyggd i två separata sektioner Bakgrund respektive Bedömning av miljö- och hälsopåverkan. I den första delen redovisas en rad olika egenskaper i samhället som har effekt på resultaten men i sig inte omfattar resultat som tagits fram inom regeringsuppdraget. Exempel på sådana egenskaper är emissionslagstiftning och fordonsparkens sammansättning. I den andra delen redovisas resultatet från de mätningar och analyser som genomförts inom ramen för uppdraget. Detta omfatta samhällsekonomisk analys och bedömning av hälsoeffekter. Syftet med den relativt omfattande bakgrundsbeskrivningen är att representanter från näringslivet vid flertalet tillfällen under regeringsuppdragets genomförande efterfrågat den typen av information. Läsaren som endast är intresserad av resultaten från de analyser som genomförts inom regeringsuppdraget kan hoppa direkt till den senare delen av rapporten. 14

15 Bakgrund Diesel är det vanligaste drivmedlet för tunga fordon så som lastbilar och bussar på grund av den höga verkningsgraden hos dieselmotorn. Av samma anledning är majoriteten av de större arbetsmaskinerna dieseldrivna. På senare tid har även andelen dieseldrivna personbilar ökat kraftigt i Sverige. Totalt förbrukas runt 5 miljoner m 3 diesel per år i Sverige. Utöver en god verkningsgrad släpper dieselmotorn även ut oönskade avgaser vilka har en negativ påverkan av hälsa och miljön. Avgaser från dieselmotorer innehåller många ämnen så som polycykliska aromatiska kolväten vilka klassas som carcinogena eller har andra oönskade hälsoeffekter (IARC, 212; Bergvall och Westerholm, 29; Sandström et al., 25; Boström et al., 22) Inom EU uppgår förtida dödsfall orsakade av utsläpp från fordon till likartade nivåer som antalet omkomna i trafiken. CAFÉ-programmet (Clean Air For Europe) har visat att antalet förtida dödsfall på grund av avgasutsläpp uppgår till nästan 3 inom gemenskapen (EU, 25a). Genom förändringar av bränslet och motorn kan utsläppen av miljö- och hälsopåverkande ämnen påverkas. Inom EU regleras utsläppen från motorer genom olika direktiv och förordningar. Bränslenas egenskaper finns beskrivna i både lagar och i standarder. Miljöklass 1 historik I början av 199-talet genomfördes flertalet studier för att finna ett bra dieselbränsle, preliminärt för att användas i stadsmiljö. Dessa studier är redovisade i Naturvårdsverkets rapport 3968 (Westerholm och Egebäck, 1991). Totalt ingick åtta olika dieselbränslen med varierande egenskaper så som svavelhalt, aromathalt, cetantal, densitet och kokpunktsinterval. I likhet med det aktuella regeringsuppdraget valdes de studerade dieselbränslena ut i samråd mellan statliga myndigheter (Naturvårdsverket), representanter från petroleumindustrin, fordonsindustrin och andra experter. Endast ett av de studerade bränslena hade en aromat- och svavelhalt i paritet med kraven för miljöklass 1 från Utförligare specifikation för dieselbränsle anges även i Svensk standard SS vilken inkluderar de egenskaper som regleras via miljöklassningen av dieselbränsle (Swedish Standards Institute, 1991). Dieselbränslena användes i två tunga fordon, en lastbil och en buss. Ingen av fordonen uppfyllde utsläppsklasserna enligt EU:s regelverk, de så kallade Eurokraven. Med dagens krav hade dessa fordon mycket höga utsläppsnivåer. Fordonen var testade enligt två transienta belastningscykler och en statisk cykel. En mängd olika ämnen analyserades: Reglerade emissioner - Kolmonoxid, kolväten, kväveoxider och partiklar 15

16 Oreglerade emissioner - Aldehyder - Olefiner - Aromatiska föreningar - Polycykliska aromatiska föreningar Partiklarnas kemiska sammansättning Bränsleförbrukning och utsläpp av koldioxid Utöver analys av kemiska ämnen genomfördes även biologiska tester i form av AMES-test och TCDD Dioxine Receptor Affinity Test. Studien visade att det finns samband mellan de olika egenskaperna i dieselbränslena och utsläppen av olika emissionskomponenter och dess biologiska effekter. I majoriteten av testerna minskade utsläppen av kväveoxider med ökat cetantal medan utsläppen av partiklar ökade med ökad densitet. Även högre aromat- och svavelhalter resulterade i högre utsläpp av partiklar. Några av de viktigaste bränsleparametrarna för att påverka utsläppen var densitet, destillationen för 9 volymprocent, slutliga kokpunkten, energiinnehåll, svavelhalt, aromat- och polyaromathalt. Den 1 januari 1991 infördes miljöklassning av dieseloljor, genom en ändring i den dåvarande Lagen (1957:262) om allmän energiskatt (prop. 1989/9:111, bet. 1989/9:SkU31, rskr. 1989/9:35, SFS 199:583). Den 1 januari 1992 ändrades definitionerna på miljöklasserna, bland annat infördes nya parametrar (prop. 199/91:9, bet. 199/91:SkU 24, rskr. 199/91:343, SFS 1991:675) (SOU, 1996). Till miljöklass 1 hörde 1991 oljor som hade ett kokpunktsintervall (destillationsintervall) av olika bredd mellan 18 och 285 C vid 95 procent destillat, en densitet mellan 8 och 82 kilogram per kubikmeter vid 15 C och innehöll högst,1 viktprocent svavel och högst 5 volymprocent (vol%) aromatiska kolväten. Sådana oljor fick inte innehålla klart mätbara polycykliska aromatiska kolväten och måttet på den naturliga tändvilligheten (cetanindex) fick inte understiga 5. Till miljöklass 2 hörde andra oljor än de som hörde till miljöklass 1 om de hade ett destillationsintervall av olika bredd mellan 18 och 295 C vid 95 procent destillat, en densitet mellan 8 och 82 kilogram per kubikmeter vid 15 C och innehöll högst,5 viktprocent svavel och högst 2 volymprocent aromatiska kolväten. Halten polycykliska aromatiska kolväten fick inte överstiga,1 volymprocent och cetanindex inte understiga 47. Till miljöklass 3 hörde då övriga oljeprodukter. 16

17 Den 1 januari 1995 trädde lagen (1994:1776) om skatt på energi (LSE) i kraft (prop. 1994/95:54, bet. 1994/95:SkU4, rskr. 1994/95:152). LSE innehåller bland annat bestämmelser om energiskatt, koldioxidskatt och svavelskatt på bränslen. Lagen om skatt på energi ersatte följande lagar: lagen (1957:262) om allmän energiskatt, lagen (1961:372) om bensinskatt, lagen (199:582) om koldioxidskatt, lagen 199:587 om svavelskatt samt lagen (1992:1438) om dieseloljeskatt och användning av vissa oljeprodukter. Utöver de positiva effekterna på lägre utsläpp av ämnen med negativ påverkan på miljö och hälsa resulterade introduktionen av miljöklass 1 diesel att det var möjligt att tillämpa moderna avgasreningsteknik, i.e. katalysatorer. Den viktigaste parametern i detta hänseende var minskningen av svavel i bränslet då svavel binder hårt till olika ämnen i katalysatorerna och därigenom drastiskt minskar reningsgraden. I samband med att utsläppsfrågorna och luftkvaliteten, främst i tätorterna, låg högt på agendan bildades något som kallades Fordonsemissionsgruppen. Denna grupp bestod av Naturvårdsverket, forskare från både SU och KI, Bilindustriföreningen, SAAB, Volvo PV, Volvo TU, Scania, Petroleuminstitutet samt vissa oljebolag och var aktiv under 198- och 9- talet (Westerholm, 212). Den breda representationen gjorde att gruppen var mycket lämplig för att diskutera det senaste i forskningsfronten och skulle sannolikt även har varit så i frågan om skillnader i hälso- och miljöpåverkan av att använda diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3. Gruppen upphörde dock i samband med att forskningsfinansieringen från Naturvårdsverket upphörde under slutet av 199-talet. 17

18 Dieselspecifikationer Miljöklassningen av dieselbränsle infördes 1991 i Sverige, se ovan. Sedan introduktionen har egenskaperna för miljöklass 1, vilka finns beskrivna i standarden SS , ändrats flera gånger för att anpassas till bland annat högre inblandning av FAME (fettsyrametylestrar). I Tabell 1 redovisas några utvalda parametrar från SS från 1991 då standarden introducerades och från 211 vilken innehåller de senaste ändringarna. Tabell 1. Utdrag ur dieselstandarden SS från 1991 respektive 211. Bränsleparameter Enhet Analysmetod Min Max Min Max Cetantal 5, 51, ISO 5165 Cetanindex 5, 5, ISO 4264 Densitet vid 15 C kg/m ISO 4264, ISO 5165 Svavel mg/kg - 1, - 1, SS Aromater ISO 3675, ISO Vol% Polycykliska aromatiska Vol% -,2 -,2 SS kolväten a Viskositet vid 4 C cst 1,4 4, 1,4 4, ISO 314 Fettsyrametylestrar (FAME) Vol% , EN 1478 Smörjförmåga (HFRR) µm ISO Destillation C - - IBP ISO %punkt a Räknat som tri + aromater Några av de större förändringarna som genomförts av SS är införandet av smörjförmåga under 1993 och anpassningen till högre inblandningar av FAME 26 och 29. Den vätebehandling som krävdes för att minska svavelinnehållet ner till maximalt 1 mg/kg påverkade även förmågan hos bränslet att smörja injektorer och bränslepumpar. Detta föranledde införandet av krav för smörjbarhet genom HFRR test (High Frequency Reciprocating Rig). För att anpassa bränslestandarden till högre inblandningar av FAME höjdes bland annat den 95%-iga destillationspunkten från maximalt 285 C till maximalt 34 C i två steg. Anledningen till detta är att FAME har relativt långa kolkedjor med hög kokpunkt, det vill säga att kokpunkten ligger så pass högt att det inte är möjligt att uppnå kravet på 95%-iga destillationspunkten redan vid 285 C med upp till 7 procent inblandning av FAME. 18

19 Jämfört med miljöklass 3 diesel, eller den typ av diesel som användes i Sverige före 1991 och i större delen av övriga Europa vad den mest radikala skillnaden innehållet av svavel. Miljöklass 1 fick innehålla maximalt 1 mg svavel/kg bränsle medan motsvarande gräns i miljöklass 3 var 2 mg/kg. I Europa var det normalt runt 1 mg svavel/kg bränsle vid tidpunkten för introduktionen av miljöklass 1. Från 1991 fram till idag har dock kraven för den Europeiska dieseln ändrats, Tabell 2, bland annat har svavelhalten sänkts till maximalt 1 mg/kg vilket motsvarar kraven i miljöklass 1. Tabell 2 Utdrag ur dieselstandarden EN 59 från 1993 respektive 21. Bränsleparameter Enhet Analysmetod Min Max Min Max Cetantal 49, 51, ISO 5165 Cetanindex 46, 46, ISO 4264 Densitet vid 15 C kg/m ISO 4264, ISO 5165 Polycykliska Vol% Aromatiska Kolväten a , EN Svavel mg/kg ISO 14596, ISO - 2 b - 1, 426 Viskositet vid 4 C cst 2, 4,5 ISO 314 Fettsyrametylestrar Vol% (FAME) - 7, EN 1478 Smörjförmåga µm (HFRR) - 46 ISO Destillation C 65%punkt 25-85%punkt - 35 ISO %punkt - 36 a Räknat som di+ aromater b Analysmetod EN 2426/ISO

20 Det är tydligt att skillnaderna mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 har minskats sedan 1991 genom det ovan beskrivna förändringarna i SS och EN 59. Det finns dock fortfarande några kvarvarande skillnader mellan de två bränslena, se Tabell 3. Tabell 3 Jämförelse av kvarstående skillnader mellan miljöklass 1 (SS :211) och miljöklass 3 (EN 59:29+A1 21) Bränsleparameter Enhet SS EN 59 Specifikation Specifikation Analysmetod Min Max Min Max Densitet vid 15 C kg/m a 845 ISO 4264, ISO 5165 Aromater Vol% ISO 3675, ISO PAH (tri + aromater) Vol% -,2 - - SS PAH (di + aromater) , EN Viskositet vid 4 C cst 1,4 4, 2, 4,5 ISO 314 Destillation C ISO 345 IBP %punkt a Arktisk kvalitet av EN 59 är tillåten att gå ned till 8 kg/m 3 Densitet: I Sverige har de typiska värdena varit omkring 815 kg/m 3 medan typiska densitetsvärden i Europa (på sommaren) ofta ligger runt 84 kg/m 3. Totala aromater: I Sverige är typiska aromathalter 3, volymprocent till 5, volymprocent. På grund av introduktion av lägre svavelhalter i den europeiska dieseln har den vätebehandlingen som krävs för avsvavling också resulterat i en reduktion av aromater i Europa även om de inte infört någon reduktion i specifikationen. Idag ligger aromathalten hos en typisk europadiesel i intervallet 15 volymprocent till 3 volymprocent. Polycykliska aromatiska kolväten: Det är inte möjligt att göra en direkt jämförelse mellan PAH innehåll i miljöklass 1 och PAH innehåll i miljöklass 3 på grund av skillnader i hur de två specifikationerna definierar PAH. I miljöklass 1 (SS ) specificeras tri+ aromater medan miljöklass 3 (EN 59) har riktats in på di+aromater. Typiska analysvärden för PAH di+ i miljöklass 1 är,1 procent till,5 procent (miljöklass 3 specificerar maximalt 8 procent), medan PAH tri+ i miljöklass 3 är omkring,2 procent till,7 procent (miljöklass 1 specificerar maximalt,2 procent). Di+aromater avser aromatiska föreningar med två eller fler sammankopplade aromatiska ringar medan tri+ anger tre eller fler. 2

21 Viskositet: I och med introduktionen av FAME i svensk miljöklass 1 diesel, ökade viskositeten något. Det uppskattas att viskositeten för miljöklass 1 med 7 procent FAME ska ligga vid eller strax över 2, cst. Typisk europadiesel har fortfarande en viskositet omkring 4 cst på sommaren och strax under 3 cst på vintern. Kol-väte kvot: Minskningen av aromater i diesel har inneburit att kol-väte kvoten har reducerats. I takt med att aromaterna har minskat har mängden väte i bränslet ökat. På grund av den vätebehandling som krävs vid svavelreduktionen har vätehalten ökat för miljöklass 3, dock är vätehalten fortfarande högre i miljöklass 1. Detta resulterar i lägre kol/kwh i bränslet och därigenom även lägre utsläpp av koldioxid per kwh vid förbränning. Framtida tillgång I Sverige används ca 95,3 TWh för inrikes transporter, exklusive utrikes sjö- och luftfart. Vägtransporterna dominerar energianvändningen och står för 93 procent, bantrafiken står för 3 procent, flyg och luftfart 2 procent vardera, Figur 1. Ytterligare 13,9 TWh används av arbetsmaskiner. Inrikes transporterna står för 31 procent av de svenska utsläppen av växthusgaser och andelen ökar eftersom fossilbränsleanvändningen minskar i de andra sektorerna. Sjöfart 2% Arbetsmaskiner 13% Flyg 2% Bantrafik 2% Vägtransporter 81% Figur 1. Relativ energianvändning för inrikes transporter inklusive arbetsmaskiner Prognoser för sektorn visar att utsläppen inte bedöms minska inom EU och i Sverige, varken till 23 eller 25, med dagens beslutade åtgärder och styrmedel för effektivisering och ökad andel förnybar energi. Utvecklingen bedöms vara densamma i andra industriländer. Slutsatsen är att det finns ett stort gap mellan prognostiserad utveckling och behovet av att minska användningen av fossila bränslen för att bidra till klimatmål och för att skapa en uthållig energiförsörjning till transportsektorn. 21

22 Obalansen mellan diesel/bensin produktion Personbilsflottan i Europa innefattar en stor och ökande andel dieselbilar. Dieselanvändningen i Sverige har ökat med 4 procent sedan 22, samtidigt som användningen av bensin har minskat. Denna utveckling beror främst på en stor ökning av andelen dieselbilar men även på ökat trafikarbete med lätta och tunga lastbilar. I Europa är det underskott på diesel och efterfrågan mättas idag med import från USA som har ett överskott. För att öka tillverkningen av diesel krävs stora investeringar i dagens raffinaderier. Det gör det speciellt angeläget att utveckla förnybara drivmedel som helt eller delvis kan ersätta diesel och dessa får gärna vara direkt blandbara med diesel. Behovet av att utveckla ottomotorn, och andra motortyper som går att driva med bensin, mot allt högre verkningsgrader, är starkt. Detta för att hantera snedbalansen i tillgänglighet/behov av bensin och diesel. Nya tekniker att utvinna skiffergas har gjort naturgasen till ett intressant alternativ för många aktörer, det kan leda till ett ökat utbud av gasdrivna fordon vilket samtidigt gynnar biogasdriften. Raffinaderinedläggning i Europa Under 211 lades i Europa 1 av ca 1 raffinaderier ner eller i malpåse till följd av sviktande efterfrågan på grund av konjunkturen och problem med lönsamheten hos några aktörer som mindre framgångsrikt spekulerat i raffinaderiuppköp. Det fick till följd att den redan ansträngda dieselproduktionen i Europa kom under ytterligare press. De raffinaderier som nystartade i världen var mest sådana som var placerade i anslutning till snabbt ökande förbrukare av oljeprodukter som Kina, Indien och i viss utsträckning mellanöstern. Dessa var företrädelsevis av cracker eller cokertyp som kan omvandla tunga komponenter till lättare sådana för att kunna ta tillvara oljefraktioner som tyngre gasoljor och tjockolja Hydrerade vegetabiliska (eller animaliska) oljor och fetter Hydrerade vegetabiliska oljor, så kallade HVO, spelar en allt större roll i framställningen av diesel med förbättrade klimatprestanda. Flera olika bolag använder dessa som insats i sina produkter och även råvaror med animaliskt ursprung förekommer men behandlas med ungefär samma process. Den stora fördelen med detta val av teknik är att det är relativt lätt att integrera i befintliga raffinaderier och inte kräver helt separata anläggningar som tidigare varit fallet med satsningar på bland annat förgasningsanläggningar. Vissa spekulationer om att man skulle kunna använda sådana inblandningar för att förbättra miljöklass 3 produkter för att nå samma prestanda som miljöklass 1 ur ett PAH (polycykliska aromatiska kolväten) perspektiv förekommer. Mätmetoderna för att klassificera de olika miljöklassernas PAH innehåll baseras inte på en gemensam grund. Det gör det i praktiken ogenomförbart med inblandning av HVO i efterhand för godkännande som ersättare av miljöklass 1 utan mätning efter kriterier för miljöklass 1. 22

23 Marina svavelfria dieseloljor Marknaden den närmaste framtiden för lätta eldningsoljor och fordonsdiesel kan komma att förändras då strängare krav på svavelutsläpp träder i kraft inom de så kallade SECA (SOx Emission Control Areas ) områdena efter ett beslut om det i IMO (International Maritime Organisation). Från den 1 januari 215 sänks gränsen till,1 viktprocent för samtliga fartyg som befinner sig inom svavelkontrollområden (SECA). För fartyg utanför SECA gäller från 1 januari 212 en maximal svavelhalt på 3,5 viktprocent. Tidigast från den 1 januari 22 sänks svavelhalten globalt till högst,5 viktprocent. Det dröjer så länge innan en ytterligare sänkning görs på grund av att raffinaderierna behöver ha en viss omställningstid så att det finns tillräckligt med bränsle med låg svavelhalt. Sänkningen av maximal svavelhalt i marindieselolja var mer definitiv i sin utformning än man räknat med eftersom man tagit bort vissa kontrollstationer som innehållit osäkerheter och det ger till effekt att man tidigare ställs inför valet att antingen rena sina utsläpp kraftigt eller hitta nya bränslen med lägre svavelinnehåll. Det naturliga valet i det senare fallet är dieselbränsle med ungefärligen samma fraktion/prestanda som de som används för landtransporter i dagsläget vilket kan ge en ytterligare påspädd bristsituation framöver. Det finns en risk att en sådan situation leder till överflyttning av transporter till väg om priset för sjötransporter går upp till följd av detta. Indirekt markanvändning EU kommissionen har lämnat ett förslag på hur indirekt markanvändning (ILUC) vid odling av grödor för biodrivmedelsproduktion ska hanteras. I korta drag föreslås en begränsning motsvarande maximalt 5 procent förnybart från livsmedelsråvaror föras in. Det kommer även fortsättningsvis vara tillåtet att producera och använda förnybara drivmedel producerade från livsmedel till en högre grad än 5 procent, men enbart 5 procent kan tillgodoräknas som förnybart. Regeln gör att utvecklingen av förnybartandelen kan komma att stanna vid dagens nivå eller beroende på utbudet av drivmedel till och med backa en aning. Förslaget innehåller ytterligare komplexitet vad gäller de grader eller multipler man får räkna förnybarhet beroende på ursprung hos råvaran. Förhoppningen hos förslagsställarna är att detta skall ge extra drivkraft åt de drivmedel som kan komma att ha sitt ursprung i exempelvis skogsråvara. 23

24 Miljö- och hälsoeffekter av ämnen i dieselavgaser De ämnen som valts för analys i emissionerna är de som även är kända som hälsooch miljöskadliga. Förutom koldioxid är såväl de reglerade som de oreglerade ämnena i utsläppen hälsoskadliga även i låga eller mycket låga koncentrationer. För flera dessa ämnen finns gränsvärden i luft i omgivningsmiljön eller i arbetsmiljön. Reglerade emissioner - Kolmonoxid, kolväten, kväveoxider och partiklar Oreglerade emissioner - Aldehyder - Alkaner, alkener - Aromatiska föreningar - Polycykliska aromatiska föreningar Kolmonoxid Kolmonoxid är mycket giftigt eftersom ämnet binds till hemoglobin i blodet och hindrar upptaget av syre. Institutet för Miljömedicin har föreslagit en lågrisknivå på 6mg/m 3. Kvävedioxid Kvävedioxid är en skadlig förorening i sig och även en viktig markör för andra föroreningar från förbränning. De negativa hälsoeffekterna av kvävedioxid bedöms vara att känsliga personer kan drabbas av astmabesvär, samt bidra till nedsättning av lungfunktion och kroppens allmänna försvar mot infektioner. Allergiska astmatiker kan också få förvärrade reaktioner eller ökad känslighet. Symtom i luftvägarna hos barn har observerats även i så låga halter som under 4 mikrogram per kubikmeter. WHO Air Quality Guidelines (AQG) 26 anger ett riktvärde på 4 mikrogram/m 3 som årsvärde och 2 mikrogram/m 3 som timmedelvärde. Aldehyder och ketoner Formaldehyd är kraftigt irriterande för luftvägar och ögon, och kan vara cancerframkallande vid halter högre än de som normalt förekommer i utomhusluften. Senare data tyder på en genotoxisk effekt med en lågrisknivå vid ca 2 mikrogram/m 3 (US EPA, 21). Lågrisknivån är under omvärdering och kan sänkas. Acetaldehyd, propanal, bensaldehyd, acrolein, metacrolein, crotonaldehyd och butyraldehyd har irriterande egenskaper. Särskilt acrolein, metacrolein, crotonaldehyd är kända för sina irriterade egenskaper i dieselemissioner. Alkener Eten, Propen och 1,3-butadien är cancerframkallande och det finns ingen känd nivå under vilken inga effekter uppstår på människor. 24

25 Aromater Bensen är cancerframkallande (leukemi) och det finns ingen känd nivå under vilken inga effekter uppstår på människor Polycykliska aromatiska kolväten Flera PAH-föreningar är cancerframkallande (lungcancer) och det finns ingen känd nivå under vilken inga effekter uppstår på människor. En metod att beräkna den cancerframkallande effekten av en blandning av PAH:er är att summera så kallade toxic equivalency factors som uttrycker den relativa cancerframkallande förmågan relativt benso(a)pyren. Till exempel kan dibenzo(a,l)pyren och fluoranten ge väsentliga bidrag till blandningens sammanlagda cancerframkallande egenskaper. Detta genom att dibenzo(a,l)pyren är ca 1ggr så potent som benso(a)pyren trots att ämnet finns i mycket låg halt i emissionerna och för fluoranten att halten är hög även om den cancerframkallande förmågan är relativt låg. Dieselemissioner har av IARC (212) nyligen klassats i Group 1: Carcinogenic to humans. Ett betydelsefullt underlag gäller dieselexponering i arbetsmiljön vilket visar på en dosberoende ökning av risken motsvarande en riskökning upp till ca 3ggr i den högst exponerade gruppen mikrogram/m 3 EC (Silverman et al., 212). Cancer tar lång tid att utvecklas och fordon och bränslen har förbättrats under studietiden viket bör beaktas. Emissionslagstiftning Inom Europeiska gemenskapen regleras utsläpp från nya fordon och arbetsmaskiner centralt genom antingen direktiv eller förordningar. Gemensamt för dessa är att det är samma krav som gäller i alla medlemsstater vilket hjälper till att skapa en enhetlig inre marknad för tillverkare av fordon och arbetsmaskiner. Det är även rimligt att anta att inverkan av bränslet förändras när utsläppskraven på motorerna skärps. I de emissionsprov som föreskrivs i EU-regelverken finns även standardiserade referensbränslen beskrivna. Dessa referensbränslen ska i stora drag motsvara marknadsbränslet i EU, det vill säga ett dieselbränsle som klassas som miljöklass 3 i Sverige. Nedan följer en kortare beskrivning av EU:s regelverk för utsläpp av avgaser från lätta fordon, tunga fordon och arbetsmaskiner. Lätta fordon Utsläpp från lätta fordon eller personbilar har reglerats under relativt lång tid. De första kraven kom redan för nästan 4 år sedan. Då var kravet begränsat till att enbart reglera utsläppen av kolmonoxid vid tomgångskörning. Gränsvärdet hade satts till 4,5 volymprocent (Svensk författningssamling, 21). Lätta personbilar från och med årsmodell 1976 ska uppfylla krav på kolmonoxid (24,2 g/km), kolväten (2,1 g/km) och kväveoxider (1,9 g/km) infördes miljöklasser för personbilar i Sverige (Svensk författningssamling, 1991). Dessutom fanns ett krav på att det vid dieselmotordrift ska finnas en anordning som hindrar att tydligt färgade eller ogenomskinliga avgaser utvecklas annat än tillfälligt vid start eller växling. Utsläppsklassen miljöklass 3, inte att 25

26 förväxla med dieselklassificeringen miljöklass 3, som var obligatoriskt krav harmoniserade med de samtida kraven i USA. Från och med 1997 harmoniserades kraven istället med EU. Benämningen miljöklass behölls men gränsvärdena motsvarade de så kallade Euro-kraven. I Tabell 4 redovisas gränsvärdena för utsläppsklasserna Euro 1 till och med Euro 6. Tabell 4. Utsläppskrav för dieseldrivna lätta fordon Utsläpp (g/km) Referens HC+NOx NOx CO PM Euro ,97-2,72,14 EU, 1993 Euro 2 a 1997,7-1,,8 EU, 1996 Euro 3 21,56,5,64,5 EU, 1998 Euro 4 26,3,25,5,25 EU, 23a Euro 5 211,23,18,5,5 b EU,27/28 Euro ,17,8,5,45 c EU,27/28 a Gäller för dieselbilar med indirekt insprutning. För dieselbilar med direktinsprutning gäller HC+NOx:,9 g/km, CO: 1, g/km, PM:,1 g/km b 213 infördes krav på partikelantal, 6, x 1 11 #/km och PM sänktes till 4,5 mg/km c Partikelantal, 6, x 1 11 #/km Sedan miljöklass 1 diesel introducerades i Sverige har det skett en kraftfull skärpning av avgaskraven, vilket även tydligt syns i Figur 2. Summan av kväveoxider och kolväte, g/km 1,9,8,7,6,5,4,3,2,1 Euro 5 Euro 6 Euro 4 Euro 3 Euro 2 Euro 1,2,4,6,8,1,12,14 Partiklar, g/km Figur 2. Gränsvärden för partiklar samt summan av kväveoxider och kolväten för personbilar. 26

27 För partiklar, som är bärare av många aromatiska och polycykliska aromatiska föreningar, har de maximalt tillåtna utsläppen minskat med nästan 97 % sedan Sannolikt kan utsläppen jämfört med 1991 minskat ännu mer. Under perioden för Euro 5 infördes även krav på maximalt antal partiklar. Detta innebär i praktiken att det blev obligatoriskt med partikelfilter dock hade många bilar redan tidigare partikelfilter för att klara kraven på partikelmassa (PM). Även för de kombinerade utsläppen av kväveoxider och kolväte har kraven skärpts markant, med mer än 8 procent från Euro 1 till Euro 6. Bilarna ska även testat i enlighet med ett förbestämt körmönster bestående av en stadskörning med lägre hastigheter och en landsvägskörning med högre hastigheter. I Figur 3 har testcykeln för Euro 5, New European Driving Cycle (NEDC), redovisats. Även föregående Euro-klasser har nyttjat i princip samma cykel Hastighet, km/h Tid, s Figur 3. Testcykel för provning av personbilar Tunga fordon Avgaskraven för tunga fordon följer i princip samma system som för lätta fordon. Kraven är gemensamma i hela EU och skärps stegvis med några års mellanrum. Själva testproceduren skiljer sig dock från personbilar då motoreffekterna är mycket högre för tunga fordon. En annan avgörande skillnad är att emissionsprovet för tunga fordon utförs på en fristående motor och inte på hela fordonet som för lätta fordon. Detta leder även till att utsläpp och gränsvärden anges som g/kwh och inte per km. Första kraven infördes 1993 genom bilavgasförordningen (Svensk författningssamling, 1991) i form av miljöklass 3. För fordon som hade lägre utsläpp än kraven i miljöklass 3 var det möjligt att typgodkänna dem som miljöklass 1 eller 2. Gränsvärdena i det svenska miljöklassystemet var harmoniserat med 27

28 gränsvärdena i EU:s regelverk för tunga fordon. I Tabell 5 redovisas gränsvärdena för Euro I till och med VI för prov genomföra med en statisk testcykel. Tabell 5. Utsläppskrav för dieseldrivna motorer till tunga fordon testade enligt statisk testcykel Utsläpp (g/kwh) Referens CO HC NOx PM Euro I ,5 1,1 8,,36 a EU, 1988 Euro II , 1,1 7,,25 b EU, 1988 Euro III ,1,66 5,,1 EU, 1999 Euro IV ,5,46 3,5,2 EU, 25b/c Euro V ,5,46 2,,2 EU, 25b/c Euro VI 214 1,5,13,4,1 EU, 29 a För motorer med en motoreffekt under 85 kw är gränsvärdet för PM,612 g/kwh b Från och med oktober 1999 skärptes kravet för PM till,15 g/kwh Den statiska testcykeln består av 13 enskilda kombinationer av varvtal och vridmoment, moder, fördelade över motorn arbetsområde. Tomgångpunkten upprepas tre gånger. Utsläppen mäts individuellt i varje mode och resultatet viktas ihop. Storleken på cirklarna i Figur 4 motsvarar den aktuella modens viktningsfaktor Moment, % Varvtal, % Figur 4. Statisk 13-modes testcykel Från och med Euro III infördes även krav på att tunga fordon ska testas i enlighet med både en statisk och en transient testcykel. Gränsvärdena för provet med den transienta testcykeln är redovisade i Tabell 6. 28

29 Tabell 6. Utsläppskrav för dieseldrivna motorer till tunga fordon testade enligt transient testcykel Utsläpp (g/kwh) Referens CO HC NOx PM Euro III ,45,78 5,,16 EU, 1999 Euro IV ,,55 3,5,3 EU, 25b/c Euro V ,,55 2,,3 EU, 25b/c Euro VI 214 4,,16,4,1 EU, 29 Från Euro I fram till Euro VI har gränsvärdet för tunga fordon skärps med drygt 95 procent för både partiklar och kväveoxider. Sedan diesel av miljöklass 1 introducerades i Sverige 1991 har, teoretiskt, de specifika utsläppen från ett tungt fordon minskat med runt 95 procent, vilket sannolikt även har påverkat den relativa inverkan av bränslekvaliteten. 9 Kväveoxider, g/kwh Euro IV Euro III Euro II Euro I 2 1 Euro V Euro VI,5,1,15,2,25,3,35,4 Partiklar, g/kwh Figur 5. Gränsvärde för kväveoxider och partiklar för tunga fordon Den transienta testcykeln, European Transient Cycle (ETC), infördes för att göra emissionsprovet vid typgodkännande mer representativt för utsläppen i verkligheten när fordonet används av brukaren. En annan aspekt med en transient testcykel är att tillverkaren av motorn måste ta hänsyn till de stora variationerna i varvtal och moment, vilka ofta kan leda till högre utsläpp på grund av icke optimala förbränningsförhållanden. 29

30 Normaliseratvarvtal, % Normaliseratvridmoment, % Figur 6. European transient cycle, en transient testcykel för tunga fordon Från och med Euro VI har dock ETC ersatts av World-harmonised transient cycle (WHTC), Figur 7. Det är även möjligt att testa motorer för tunga fordon när motorn är monterad i fordonet. Dessa prover utförs på en chassidynamometer på motsvarande sätt som man gör för lätta fordon Normaliseratvarvtal, % Normaliseratvridmoment, % Figur 7. World harmonised transient testcycle, en transient testcykel för tunga fordon

31 Arbetsmaskiner Arbetsmaskiner är den grupp av dieselmotorer som har kommit in i avgasregelverket senast. EU:s regelverk för personbilar och tunga fordon infördes 1993, nationellt ännu tidigare för personbilar, medan utsläpp från arbetsmaskiner har varit oreglerade fram till Detta betyder att arbetsmaskiner ute i samhället ligger efter vägfordon med avseende på utsläpp, speciellt då livslängden på många arbetsmaskiner är ganska lång. Sedan kraven på arbetsmaskiner infördes via direktiv 97/68/EG har gränsvärden skärpts i steg på samma sätt som för vägfordon (EU, 1998), Tabell 7. Skärpningen har dock skett i en snabbare takt och med färre steg. Gränsvärdena för Steg IV motsvarar gränsvärdena för Euro VI med undantag för partikelantal vilket saknas för arbetsmaskiner. Tabell 7. Utsläppskrav för dieseldrivna motorer till arbetsmaskiner Motoreffekt CO HC NOx PM kw g/kwh Steg I 37 P< /21.7 a 6,5 1,3 9,2,85 75 P< /21.7 a 5, 1,3 9,2,7 13 P< /21.7 a 5, 1,3 9,2,54 Steg II 37 P< /24.1 a 5, 1,3 7,,4 75 P< /23.7 a 5, 1, 6,,3 13 P< /22.7 a 3,5 1, 6,,2 Steg III A 37 P< , 4,7 b,4 75 P< , 4, b,3 13 P< ,5 4, b,2 Steg III B 37 P< , 4,7 b,25 56 P< ,,19 3,3,25 75 P< ,,19 3,3,25 13 P< ,5,19 2,,25 Steg IV 56 P< ,,19,4,25 13 P< ,5,19,4,25 a Jord- och skogsbrukstraktorer, direktiv 2/25/EG b Summan av HC och NOx 31

32 Regelverket för arbetsmaskiner är uppdelat i flera olika kategorier baserat på motorns effekt. Motorer större än 56 kw eller mindre än 18 kw ligger utanför regelverket och saknar helt krav på avgasrening. För de reglerade motorerna, exempelvis kw, har de tillåtna utsläppen minskat med mer än 95 procent för både kväveoxider och partiklar mellan Steg I och Steg IV. En motor för en arbetsmaskin testas på liknande sätt som en motor för ett tungt fordon, via en statisk och en transient körcykel. Den statiska körcykeln har samma upplägg som 13-mode cykeln för tunga fordon, Figur 4, men endast 8 punkter Normaliserat varvtal, % Normaliserat vridmoment, % Tid, s Figur 8. Non-road transient cycle, transient testcykel för arbetsmaskiner Den transienta körcykeln i Figur 8 är baserad på mätningar av en rad olika arbetsmaskiner så som jordbrukstraktor, grävmaskin, hjullastare och grävlastare. Att cykeln är baserad på hur olika arbetsmaskiner används i verkligheten kan ses som en indikation på att den är representativ för verklig användning. Samtidigt finns det en stor mängd olika typer av arbetsmaskiner som används på olika sätt vilket betyder att en testcykel som består av den genomsnittliga användningen av arbetsmaskiner inte kommer att vara representativ för en enda specifik applikation. Dock är spridningen inom testcykeln ganska stor, i princip hela motorn arbetsområde täcks in och det finns många snabba ändringar i varvtal och moment (transienta belastningar), vilket ändock tyder på att det är en relativt god testcykel. 32

33 Fordonsparkens sammansättning Utsläppen och därmed även miljö- och hälsopåverkan från vägfordon och arbetsmaskiner beror på hur mycket de används och vilken avgasrening de har. Detta är självklart något som förändras över tiden, nya fordon och arbetsmaskiner med bättre avgasrening tillkommer och gamla fordon och arbetsmaskiner med högre utsläpp skrotas. Dessutom förändras körsträckor och användningstider med ålder på fordonet eller arbetsmaskinen. Detta kan ha stor betydelse på skillnaderna i miljö- och hälsopåverkan av att använda diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3. Lätta fordon Andelen dieselbilar har ökat ganska snabbt i Sverige de senaste åren. Enligt statistik från Bil Sweden (212) har andelen dieselbilar av det totala antalet nyregistrerade personbilar ökat från ca 1 procent under 25 till över 6 procent under 211, se Figur 9. 7% Andel dieselbilar av totala antalet nyregistreringar 6% 5% 4% 3% 2% 1% % Figur 9. Andel dieselbilar av det totala antalet nyregistrerade personbilar Den ökade andelen dieseldrivna personbilar har lett till att det totala trafikarbetet med dieseldrivna fordon ökat och därigenom har även de resulterande utsläppen ökat trots att bilarna varje enskild bil släpper ut mindre avgaser genom bättre avgasrening. I Figur 1 redovisas trafikarbete och bränsleförbrukning för personbilar uppdelat på utsläppsklass (HBEFA, 212). 33

34 Trafikarbete [1 km] Bränsleförbrukning [ton] Euro 6 Euro 5 Euro 4 Euro 3 Euro 2 Euro 1 Pre Euro 5 2 Figur 1. Trafikarbete och bränsleförbrukning för dieseldrivna personbilar Under tidsperioden 21 till 22 har det totala trafikarbetet med dieseldrivna personbilar ökat från 16 miljarder fordonskilometer till drygt 41 miljarder fordonskilometer, en ökning på cirka 15 procent. Samtidigt har dieselförbrukningen ökat med 1 procent, något mindre än trafikarbetet vilket tyder på att fordonen blir allt effektivare. Från Figur 1 kan man även läsa av att både trafikarbetet och bränsleförbrukning relaterat till Euro 4 och äldre Euro-klasser minskar över tiden medan Euro 5 och Euro 6 tar en allt större del. Trafikarbetet med Euro 6 fordon ökar från i princip obefintligt under 215 till över 5 procent av det totala trafikarbetet med dieseldrivna personbilar under 22. Dessa förändringar i trafikarbete och bränsleförbrukning indikerar att skillnaden i utsläpp mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 diesel från Euro 5 och Euro 6 fordon är av stor betydelse. Samtidigt finns det en inte obetydlig del äldre fordon kvar även 22 till vilka hänsyn måste tas, speciellt eftersom utsläppen per liter bränsle är betydligt högre från dessa fordon. I bilaga A finns utsläpp av reglerade ämnen, CO, HC, NOx och partiklar, samt utsläpp av CO2 redovisat för både personbilar och lätta lastbilar som drivs med diesel. Utöver utsläppsklass är det viktigt att veta vilken typ av avgasrening som fordonen utrustats med. För personbilar är förekomsten av partikelfilter intressant då detta har en avgörande roll på utsläppen av partiklar och sannolikt även utsläppen av polycykliska aromatiska kolväten. Andelen av nyregistrerade personbilar som utrustats med partikelfilter har varit relativt hög sedan införandet av miljöklass 25 PM (Vägverket 28b, 29). Från 24 då de första dieselpartikelförsedda bilarna kom på allvar har andelen stadigt ökat linjärt från 2 procent upp till 1 procent från och med 21, Figur 11 (HBEFA, 212). Efter 21 har samtliga nya dieselbilar partikelfilter. 34

35 2 1% 18 Antal nyregistreringar per år % 6% 4% 2% Andel med partikelfilter 2 % Årsmodell Antal totalt Andel med partikelfilter Figur 11. Antal nyregistrerade dieselbilar och andel utrustade med partikelfilter Baserat på data i Figur 11 och Tabell 4 kan man anta att inga lätta fordon upp till och med Euro 3 har utrustats med partikelfilter. Däremot har i princip alla personbilar från och med Euro 5 DPF. Svårigheten är att beräkna andelen personbilar inom Euro 4 som utrustats med DPF. Mellan 25 och 21 såldes cirka 5 dieseldrivna personbilar varav 34 var utrustade med DPF vilket motsvarar 7 procent av fordonen. I Sigurdson och Lundberg (212) har det antagits att samtliga personbilar har utrustats med DPF vilket betyder att förutsättningarna och därmed även resultaten i denna slutrapport för Regeringsuppdraget skiljer sig mot resultaten i underlagsrapporten. Tunga fordon Tunga fordon delas ofta upp på tunga lastbilar, långfärdsbussar och stadsbussar. Totalt förbrukar tunga fordon knappt 2 miljoner m 3 diesel eller cirka 4 procent av den totala dieselanvändningen i Sverige. Störst förbrukare är tunga lastbilar med ca 1,7 miljoner m 3 per år, Figur 12. Trafikarbetet räknat i km är dock lägre för tunga lastbilar än för personbilar. Ett bättre mått för tunga fordons trafikarbete vore per ton-km eller passagerar-km beroende på om det rör sig om gods- eller persontransporter. 35

36 Trafikarbete [1 km] Bränsleförbrukning [ton] Euro VI Euro V Euro IV Euro III Euro II Euro I Pre Euro Figur 12. Trafikarbete och bränsleförbrukning tunga lastbilar Av den totala bränsleförbrukningen hos tunga lastbilar år 22 förväntas Euro IV eller tidigare Euro-klasser svara för nästa 3 procent. Detta indikerar att livslängden hos tunga fordon är längre än för lätta fordon samt att inverkan från äldre fordonen på de totala utsläppen är högre. Utsläppen från tunga lastbilar, långfärdsbussar och stadsbussar finns redovisade i bilaga A. På samma sätt som för lätta fordon är det av intresse att identifiera förekomsten av olika tekniker för avgasrening. De tekniker som har identifierats som viktiga är EGR, SCR samt DPF. Uppskattningarna om fördelningen mellan olika tekniker för avgasrening har sammanställt från diskussioner med representanter från fordonstillverkare, branschorganisationer och myndigheter, en enskild källa är inte möjligt att redovisa. Tabell 8. Antagen andel av olika tekniker för avgasrening på tunga fordon Utan EGR SCR DPF Tunga lastbilar Pre-Euro-Euro III 1 % Euro IV 42 % 58 % Euro V 3 % 97 % Euro VI 1 % Bussar Pre-Euro-Euro III 1 % Euro IV 53 % 47 % Euro V 15 % 85 % Euro VI 1 % I Tabell 8 redovisas antagna andelar av olika teknikerför avgasrening. I verkligheten kan flera olika tekniker kombineras, exempelvis EGR och DPF. För Euro VI har vi antagit att samtliga fordon kommer att nyttja både partikelfilter och SCR. 36

37 Arbetsmaskiner Arbetsmaskiner inkluderar en i princip oändlig flora av olika typer av maskiner. Att försöka särredovisa varje typ av maskin och applikation är inte möjligt. Vi har därför försökt att gruppera arbetsmaskiner i tre huvudgrupper enligt liknande princip som redovisats av Lindgren (27) och använts i Trafikverket underlag rörande arbetsmaskiner till Naturvårdsverkets regeringsuppdrag att ge underlag till en svensk färdplan för ett Sverige utan klimatutsläpp 25. Dessa tre grupper är Lantbruk Skogsbruk Entreprenad Den svenska arbetsmaskinsparken är relativt ålderstigen, cirka 4 procent av det totala antalet arbetsmaskiner är 25 år eller äldre. Majoriteten av dessa gamla arbetsmaskiner är traktorer vilka återfinns inom lantbrukssektorn. Trots det stora antalet är de resulterande utsläppen relativt låga då dessa traktorer används mycket sparsamt. Totalt förbrukar arbetsmaskinerna drygt 1 miljon m 3 diesel per år, varav över hälften används inom entreprenadsektorn. För entreprenadmaskiner är omsättning relativtlångsam då en mindre andel maskiner lever väldigt länge och fortfarande används inom kommersiell verksamhet. Vid 22 antas majoriteten av bränsleförbrukningen ske i arbetsmaskiner som uppfyller kraven för Steg IV. Däremot kommer utsläppen av kväveoxider och partiklar att domineras, knappt 9 procent, av äldre motorer som inte uppfyller Steg IV. 7 6 Bränsleförbrukning, ton/år Steg IV Steg IIIB Steg IIIA Steg II Steg I Steg Figur 13. Bränsleförbrukning entreprenadmaskiner 37

38 Teknik för avgasrening i form av EGR introducerads för arbetsmaskiner i och mad Steg IIIA, Tabell 9. För Steg IIIB skärptes kraven främst för partiklar, en skärpning med nästan 9 procent, vilket innebar att flera tillverkare, speciellt inom entreprenadsektorn, har använt DPF i kombination med EGR. Användningen av partikelfilter förväntas dock att minska till Steg IV till fördel för SCR. En trolig anledning till detta är skärpta krav på utsläpp av kväveoxid i kombination med en ökad efterfrågan på sänkt bränsleförbrukning. Tabell 9. Antagen andel av olika tekniker för avgasrening på arbetsmaskiner Utan EGR SCR DPF Lantbruk- och skogsbruksmaskiner Pre-Steg-Steg II 1 % Steg IIIA 7 % 3 % Steg IIIB 4 % 6 % Steg IV 5 % 5 % Entreprenadmaskiner Pre-Steg-Steg II 1 % Steg IIIA 7 % 3 % Steg IIIB 5 % 15 % 8 % Steg IV 3 % 7 % Bedömningarna av utsläpp och fördelningen av olika tekniker för avgasrening hos arbetsmaskiner har en högre osäkerhet än motsvarande bedömningar för vägfordon. En av de viktigaste orsakerna till detta är att majoriteten av arbetsmaskiner, traktorer exkluderat, inte är registreringspliktiga. Dessutom behöver inte arbetsmaskiner genomgå årlig fordonsbesiktning vilket vägfordon måste. Detta gör att statistik över förekomst och utsläppsprestanda är mycket svår att finna. Antagen andelen arbetsmaskiner med partikelfilter, DPF, är relativt högt och är sannolikt en överskattning snarare än en underskattning. 38

39 Bedömning av miljö- och hälsopåverkan Bränsleanalys Syftet med detta regeringsuppdrag var att belysa skillnader i hälso- och miljöpåverkan av att använda diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3. Som beskrivs ovan så regleras respektive miljöklass av vissa parametrar, vilka anges i ett intervall, det vill säga att det finns en stor variation i exakt hur en diesel av miljöklass 1 respektive miljöklass 3 ser ut. För att genomföra emissionsmätningarna inom regeringsuppdraget vad det nödvändigt att införskaffa diesel av miljöklass 1 respektive miljöklass 3. De exakta specifikationerna för dessa togs fram i samråd med Svenska Petroleum och Biodrivmedelsinstitutet, vilket även involverade flera av dess medlemmar i form av Statoil, St1, OKQ8 och Preem. Diesel av miljöklass 1 levererades av OKQ8 medan diesel av miljöklass 3 levererades av Preem. Några utvalda egenskaper på de aktuella bränslena redovisas i Tabell 1. Tabell 1. Specifikationer för miljöklass 1 och miljöklass 3 Egenskap Enhet Miljöklass 1 Miljöklass 3 Analysmetod Kolinnehåll % m/m 85, 86, ASTM D Cetantal - 56, 52,3 SS-EN ISO 5165:1998 Cloud point C SS-EN 2315:1994 Densitet vid 15 C kg/m3 819,5 84,3 SS-EN ISO T1:99 FAME innehåll % V/V 6,9 6,5 SS-EN 1478:29 Energiinnehåll MJ/kg 42,75 42,59 SS :1992 Aromatinnehåll % V/V 4, 18,4 EN 12916:26 PAH innehåll % m/m,3 4,7 EN 12916:26 Svavelinnehåll mg/kg <3 4 SS-EN ISO 2846:24 Till skillnad mot den normala analysen av polycykliska aromatiska föreningar i diesel av miljöklass 1 enligt SS , tri+aromater, har vi valt att genomföra analysen i enlighet med metodiken i EN 59, di+aromater (Swedish standards institute, 211; 211). Detta för att kunna jämföra de olika analyserade egenskaperna hos båda bränslena. En mer detaljerad analys av miljöklass 1 och miljöklass 3 bränslena som använts i detta regeringsuppdrag finns redovisade i bilaga B. Från bränsleanalysen kan man beräkna vissa teoretiska skillnader i bränsleförbrukning och utsläpp av koldioxid. I bilaga C finns de teoretiska beräkningar redovisade. Beräkningarna visar att bränsleförbrukningen i liter teoretiskt borde vara 2,1 procent lägre med miljöklass 3. Samtidigt visar beräkningarna att 39

40 massförbrukningen borde vara,4 procent högre. Detta förklaras med att miljöklass 3 diesel, enligt genomförda analyser, har högre densiteten men obetydligt lägre energiinnehåll. För CO2 visar beräkningarna att de teoretiska utsläppen ökar med 1,2 procent per kg diesel, 3,7 procent per liter diesel samt 1,6 procent per MJ diesel med miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1. Då det sannolikt inte är några skillnader i energianvändningen mellan de olika bränslekvaliteterna motsvarar utsläppsskillnaden per MJ utsläppsskillnaden per km. Anledningen till att utsläppen är högre för miljöklass 3 förklaras med att det högre kolinnehållet och högre densitet. Avgasemissioner Analysen av utsläpp och bränsleförbrukning från vägfordon och arbetsmaskiner är uppdelad i tre delar; utsläpp från hela fordons- och arbetsmaskinparken, litteraturstudie av skillnaderna i utsläpp mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 samt emissionsmätningar med miljöklass 1 och miljöklass 3. Utsläpp från hela fordonsoch maskinparken baseras på de data som används för att bedöma nationella utsläpp och representerar en situation där miljöklass 1 diesel används. Litteraturstudien och de kompletterande emissionsmätningarna syftar till att analysera skillnader i utsläpp mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 för olika typer av utsläppsklasser för vägfordon och arbetsmaskiner. Litteraturstudie Trafikverket genomförde på eget initiativ en förundersökning i form av en litteraturstudie under 21 rörande utsläpp från tunga fordon och arbetsmaskiner (Danielsson, D. och Erlandsson, L. 21a och 21b). Syftet med den studien var att jämföra utsläppen från fordon tankade med diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3. Inom regeringsuppdraget genomfördes ytterligare en litteraturstudie inom samma område (Eriksson, L. 212). Orsaken till den senare studien var dels att komplettera med utsläppsdata för personbilar som inte ingick i studien från 21 och dels att undersöka huruvida några ytterligare relevanta mätningar genomförts sedan 21. Nedan följer en redogörelse av resultaten från litteraturstudierna, den intresserade läsaren hänvisas till respektive rapport. En viktig begränsning i ovan angivna rapporter var att enbart litteraturkällor som använt både diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3 i samma studie skulle omfattas. Vidare skulle specifikationerna för dessa två bränslekvaliteter motsvara dagens specifikation av miljöklass 1 eller SS respektive miljöklass 3 eller EN 59 (Swedish Standards Institute, 21; 211). Orsaken till detta var att utsläppsdata från äldre specifikationer inte är representativa för dagens situation. Exempelvis är det inte relevant att jämföra data från tidigt 199-tal då miljöklass 3 diesel fick innehålla 2 ppm svavel. Endast ett fåtal relevanta studier hittades, samtliga rörande relativt gamla motortekniker. För personbilar, Euro 3, var skillnaderna i utsläpp av kväveoxider mellan diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3 försumbara. Detta gäller bilar både 4

41 med och utan partikelfilter (DPF). Utsläppen av partiklar minskade med mellan 2 och 4 procent med miljöklass 1 för personbilar utan DPF. Med DPF var det inte längre möjligt att detektera några skillnader i utsläpp av partiklar från diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3. För personbilar utan DPF och katalysatorer förekom relativt stora skillnader i utsläppen av oreglerade ämnen. Utsläppen av polycykliska aromatiska kolväten minskade med 7 procent med användandet av miljöklass 1 diesel jämfört med miljöklas3. Även utsläppen av bensen och avgasernas mutagenicitet minskade kraftigt. För motsvarande fordon med katalysator minskade skillnaderna. Resultaten från tunga fordon visade att utsläppen av kväveoxider minskar med ca 1 procent med miljöklass 1 jämfört med miljöklass 3. Denna relativa skillnad verkar bestå mellan olika utsläppsklasser, Euro-klasser. Dock minskar de absoluta utsläppen med högre Euro-klasser. Några mätningar visade på högre skillnader, upp till 25 procent. Dessa mätningar var antingen genomförda på modifierade motorer eller på prototyper för nya Euro-klasser. Detta, tillsammans med de låga absoluta utsläppen, resulterar i att tillförlitligheten i data är ganska låg. Utsläppen av partiklar minskade med mellan 2 och 3 procent i flertalet mätningar. Variationen var större för högre Euro-klasser vilket sannolikt kan förklaras med variationen i vald teknik för avgasrening. I litteraturdata var det inte möjligt att utläsa vilken teknik som nyttjas; avgasåterföring (EGR), katalytisk rening (SCR) eller DPF. Den största skillnaden i utsläpp från tunga motorer drivna med diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3 förekom för PAH. Med miljöklass 1 diesel minskade utsläppen med mellan 4 och 9 procent beroende på olika mätningar, körcykler. Det fanns ingen tydlig trend att skillnaden i utsläpp minskade eller ökade med förändrad Euro-klass. Litteraturunderlaget är dock mycket begränsat. För arbetsmaskiner fanns i princip endast data för Steg I motorer. Variationen i dessa mätningar var relativt stor vilket gör det svårt att dra några direkta tolkningar. Dock är motortekniken i tunga fordon och arbetsmaskiner snarlik vilket möjliggör en jämförelse mellan de två kategorierna av motorer. Ett generellt resultat var att lägre halt av polycykliska aromatiska föreningar i bränslet resulterade i något lägre utsläpp av partiklar, framförallt för äldre motorer. Denna trend var inte lika tydlig för nyare motortekniker. Samtidigt visar studierna att den i särklass effektivaste åtgärden att minska utsläpp av partiklar är att nytta ett partikelfilter. 41

42 Från litteraturstudien kan följande slutsatser göras: För moderna personbilar utrustade med partikelfilter är det inte möjligt att påvisa några signifikanta skillnader i emissionerna mellan användandet av diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3 med undantag för utsläpp av koldioxid vilket bland annat bestäms av energi- och kolinnehåll i respektive bränsle, I litteraturen finns tillräckligt med data för tunga motorer från pre-euro upp till och med Euro III. För nyare motorer behövs ytterligare data. För motorer upp till och med Euro III minskar utsläppen i genomsnitt med knappt 3 procent för partiklar och med ca 1 procent för kväveoxider vid användandet av miljöklass 1 jämfört med miljöklass 3 Utsläppen av polycykliska aromatiska kolväten uppvisade kraftigt lägre värden med miljöklass 1 jämfört med miljöklass 3. Skillnaden varierade mellan 4 och 9 procent. Kompletterande data behövs för nyare motorer för lätta fordon, tunga fordon och arbetsmaskiner. Emissionsmätningar Lätta fordon För personbilar, där litteraturdata indikerade att det sannolikt inte förekommer några signifikanta skillnader i emissioner mellan miljöklass 1 och miljöklass 3, testades bara ett fordon. Kravet vid val av fordon var att det skulle uppfylla senaste Euro-klass (Euro V), representativt för svenska marknaden och utrustat med ett partikelfilter som inte kräver några additiv för regenerering. Baserat på de kriterierna valdes en mellanklassbil, Volkswagen Golf med en 1,6 liters motor. Bilen var utrustad med DPF, EGR och en dieseloxidationskatalysator (DOC). Inför emissionsprovet hade bilen gått drygt 27 km. Fler uppgifter om bilen och emissionsmätningarna finns beskrivet av Eriksson et al. (212). Totalt användes två olika typer av testcykler i emissionsproven, UDC som är den första delen av NEDC som redovisats i Figur 3 ovan och Common Artemis Driving Cycles (CADC). Common Artemis Driving Cycles (CADC) är en körcykel som ofta används i vetenskapliga sammanhang, Figur 14 (Elst et al., 26). Körcykeln i Figur 3 är baserad på verkliga körningar men kraftigt förenklad med konstanta accelerationsförlopp följt av korta partier med jämn hastighet. CADC består av tre separata delar vilka representerar vanliga körmönster i staden, på landbygden och på motorvägen. För motorvägsdelen finns två varianter, en men en maxhastighet av 13 km/h och en med en maxhastighet av 15 km/h. 42

43 Hastighet, km/h Maxhastighet 13 km/h Tid, s Figur 14. Common Artemis Driving Cycles (CADC) för personbilar Båda cyklerna kördes med en omgivningstemperatur på ca 22 C. Dessutom gjordes ett lågtemperaturprov, -7 C, med UDC cykeln. Samtliga körcykler genomfördes två gånger, UDC kördes som en dubbelcykel var gång, för varje bränsle. Mätningarna genomfördes av TUV NORD i Essen under mars månad 212. Information om TUV NORD:s emissionslaboratorium och chassidynamometer för provning av personbilar finns beskrivet i provrapporten (Eriksson et al., 212). Utsläppen av reglerade komponenter, bränsleförbrukning och CO2 analyserades direkt på plats medan övriga ämnen samlades upp och skickades till analys hos en organisation utanför TUV NORD. Analyserna av PAH genomfördes på Institutionen för analytisk kemi vid Stockholms Universitet medan aldehyder, ketoner och alkener analyserades av IVL i Göteborg. Mätningarna visade endast mindre, icke signifikanta, skillnader förutom vid ett av kallproven med miljöklass 1 där utsläppen var markant högre. Detta kunde dock förklaras med att dieselpartikelfiltret regenererade under den provpunkten. Regenereringen hade inget att göra med egenskaperna hos dieselbränslen utan är en motorteknisk åtgärd. Generellt sett var utsläppen av kväveoxider relativt höga, speciellt med tanke på att fordonet uppfyller kraven för Euro V. Det var dock inte några signifikanta skillnader i utsläpp av kväveoxider mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 diesel. 43

44 1,2 1,,8,6,4,2, Utsläpp av partiklar, mg/km1,4 Figur 15. Utsläpp av partiklar från personbil För partiklar var skillnaderna något högre, Figur 15. Trots detta är det inte möjligt att hitta några signifikanta skillnader. Detta kan dels förklaras med den metod som föreskrivs i EU:s regelverk för mätning av partiklar dels med att det skedde en regenerering av partikelfiltret vid mätningarna med miljöklass 1. Mätmetoden är en gravimetrisk metod där partiklar samlas upp på ett filter. Filtret vägs före mätningen startar och efter att mätningen slutförts. Skillnaden i massa anger hur mycket partiklar som motorn släpper ut. I och med att motorn var försedd med partikelfilter är utsläppen mycket låga vilket leder till en förhållandevis stor osäkerhet i mätresultatet. I Figur 15 har de mätningar som inkluderade regenereringsförloppet tagits bort. Dock kan man fortfarande se effekterna av regenereringen genom att variationen för miljöklass 1 är större. Detta beror på att när filtret just har regenererat så fungerar filtreringen inte lika bra som när det finns ett lager av partiklar på ytan av partikelfiltret. Totalt 18 olika PAH föreningar mättes i testerna med personbilen. Av dessa var 12 nära eller under detektionsgränsen för de metoder som användes. De resterande fyra ämnena, 2-metylphenantren, 3-metylphenantren, phenantren och anthracen, förekom i nivåer av nanogram per km. Halten varierade i regel mellan 4 och 8 nanogram per km för både miljöklass 1 och miljöklass 3. Samma trend gällde för PAH i både gasfas och partikelbundet. Inga signifikanta skillnader mellan bränslena kunde läsas ut. Mätningarna av alkener, alkaner, aldehyder med flera (totalt 3 olika ämnen) visade tydliga skillnader i utsläpp mellan kallstart vid låga temperaturer och vid körning med varm motor när katalysatorn nått sin tändtemperatur. Med en katalysator som ännu inte nått sin arbetstemperatur var utsläppen ca 6 gånger högre än vid körning med en fungerande varm katalysator. Inga signifikanta skillnader uppmättes i utsläppen mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 med undantag för aldehyder där resultaten indikerar på något lägre utsläpp med miljöklass 1 vid kallstart. 44

45 För bränsleförbrukning och utsläpp av CO2 kunde små men signifikanta skillnader påvisas. För CO2 ökade utsläppen med cirka 1,3 procent med miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1. Detta stämmer väl överens med de förväntade, teoretiska, skillnaderna baserat på respektive bränsles egenskaper i form av energi- och kolinnehåll på 1,6 procent. Det finns inget i emissionsmätningarna som tyder på att energiverkningsgraden i motorn ska skilja mellan de två studerade bränslena. I realiteten är det dock inte så enkelt att bara titta på gränsvärdena i certifiering. Det finns en rad effekter som påverkar de verkliga utsläppen så som körsätt, skick på fordonet och last. Dessutom har det visat sig att det finns möjligheter att optimera fordonet för den testprocedur som är föreskriven i regelverket. Detta kan leda till att det förekommer skillnader mellan förväntade utsläpp enligt gränsvärdet och verkliga utsläpp vid användning av fordonet. Tunga fordon För tunga fordon visade litteraturstudien att det fanns tillräckligt med emissionsdata för motorer upp till och med Euro III för att bedöma effekterna av skillnader i utsläpp mellan diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3. Däremot saknades tillförlitliga mätningar för motorer som uppfyller kraven för Euro IV eller bättre. Då trafikarbetet med tunga fordon med motorer som uppfyller Euro IV relativt begränsat jämfört med tunga fordon med motorer som uppfyller Euro V under tidsperioden från 21 fram till och med 22 valdes två fordon som uppfyller Euro V ut för emissionstester (Almén, 212). Några tunga fordon med motorer som uppfyller Euro VI testades inte på grund av att det inte fanns några representativa fordon eller motorer att tillgå. Tabell 11. Beskrivning av tunga fordon för emissionsmätningar Fordon 1 Fordon 2 Modell Volvo FH 6*2 Scania R48 6*2 Årsmodell Motoreffekt, kw Kilometerställning 1 13 Utsläppsklass Euro V Euro V Teknik för avgasrening SCR EGR I likhet med kraven för lätta fordon sattes ett antal kriterier upp för urval av fordon. I grunden motsvarande krav som gäller vid hållbarhetsprovningar (Vägverket, 28) samt att fordonen ska vara representativa för den svenska marknaden och uppfylla kraven för Euro V. Dessutom skulle ett av fordonen vara utrustat med EGR, avgasåterföring för att minska utsläppen av kväveoxider. Det andra fordonet skulle i sin tur vara utrustat med SCR, katalytisk rening av kväveoxider med hjälp av urea. De valda fordonen finns beskrivna i Tabell

46 Hastighet, km/h Tid,s Figur 16. WHVC, körcykel för tunga fordon i chassidynamometer För varje fordon genomfördes både kallstarts- och varmstartsprov med WHVC. Målet var att genomföra två kallprov och två varmprov per fordon. För motorn med SCR var det, av mättekniska orsaker, endast möjligt att analysera mätresultat från den ena av de två kallstartsproven. Däremot genomfördes ett extra varmstartsprov, totalt 3, per bränslekvalitet för motorn med SCR. Enligt EU:s regelverk viktas resultaten från kallstartsprovet, 1 procent, och varmstartsprovet, 9 procent, samma till ett värde. Nedan redovisas kortfattat utvalda delar av de viktade resultaten från emissionsmätningarna, detaljerade data finns redovisat i Almén, J (212). Enligt litteraturstudierna var det rimligt att anta att utsläppen av kväveoxider skulle vara något högre med miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1. Resultaten från emissionsmätningarna visade dock på en delvis annan trend. Mätningarna på motorn med EGR visade på ca 1 procent lägre utsläpp med miljöklass 3, medan resultaten från SCR motorn visade på 1 procent högre utsläpp med miljöklass 3. Samtliga individuella mätningar indikerade på samma trend, även efter att hänsyn har tagits till variationerna i mätningarna. I genomsnitt varierade resultaten från mätningarna av kväveoxider mindre än 1 procent. Även kvoten mellan miljöklass 3 och miljöklass 1 varierade med mindre än 1 procentenheter. Utsläpp av partiklar mättes med en rad olika metoder, filtermetoden (gravimetrisk), realtidsmätning med TEOM (Tapered Element Oscillating Microbalance) instrument och masspektrometer. För motorn med EGR visade mätningarna med filtermetoden att utsläppen ökade med drygt 4 procent vid användandet av miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1. Med de andra metoderna var skillnaden större, upp till 8 procent. Inom respektive metod var variationen mellan de individuella mätningarna mycket låg, cirka 2 procent för filtermetoden. 46

47 För motorn med SCR var skillnaden mellan bränslena mindre, med miljöklass 3 ökade utsläppen av partiklar med mellan 15 och 2 procent. Filtermetoden, som är den enligt EU:s regelverk för fordonsemissioner föreskrivna metoden, uppvisade den minsta skillnaden, 15 procent, och en variation i mätningarna på under 5 procent. Skillnaderna i utsläpp av antal partiklar relativt låga och det var inte möjligt att hitta några signifikanta skillnader mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 för någon av de studerade metoderna. Även om medelvärdet indikerade på mindre skillnader så var variationen mellan olika mätningar inom ett och samma bränsle större än skillnaden mellan bränslena. Totalutsläppen av PAH var mycket högre, nästan fyra gånger högre, med miljöklass 3 än med miljöklass 1 för motorn med EGR. För de enskilda PAH föreningarna var skillnaden störst för 2-metylanthracene där utsläppen med miljöklass 3 var mer än 15 gånger högre. Både de absoluta utsläppen och skillnaden mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 var lägre med SCR motorn. Jämfört med miljöklass 1 ökade de totala utsläppen av PAH med nästan 6 procent vid användandet av miljöklass 3 för SCR motorn. Även om syftet med dessa emissionsmätningar inte var att jämföra utsläppen mellan de olika motorerna är det värt att nämna den stora skillnaden i utsläpp av PAH, främst med miljöklass 3, mellan en motor utrustad med EGR och en utrustad med SCR. Utsläppen från motorn med EGR var nästan 5 gånger högre. Detta indikerar att avgasreningstekniken har en avgörande roll för utsläppen av vissa polycykliska aromatiska kolväten. Av PAH föreningarna med störst hälsopåverkan, benso(a)pyren och dibenso(a,l)pyren, var utsläppen 6-8 procent högre med miljöklass 3 för motorn med SCR. Motsvarande skillnad för motorn med EGR var procent. Av alla analyserade PAH föreningar var utsläppen högre med miljöklass 3. Det ska dock nämnas att koncentrationerna är relativt låga för många av ämnena och variationen i upprepningarna stor. För aldehyder var variationerna stora i förhållande till skillnaden mellan bränslena. För den ena motorn ökade utsläppen med cirka 15 procent med miljöklass 3. Variationen var dock mellan en minskning på 15 procent och en ökning på 45 procent. För den andra motorn minskade utsläppen av aldehyder med knappt 1 procent i genomsnitt med miljöklass 3. Även i detta fall var variationen större än skillnaden, från en minskning på 4 procent till en ökning på 4 procent. Detta indikerar att det sannolikt inte är några större skillnader i utsläpp av aldehyder mellan miljöklass 1 och miljöklass 3. Även för de enskilda ämnena var skillnaderna ganska små. För den ena motorn, med SCR, har det sannolikt skett någon form av kontaminering vilket har påverkat analysen av Eten, Propen, 1,3-Butadien och Benzen. Erhållna värden är orimligt höga och har därav inte ingått i bedömningen av skillnader i hälso- och miljöpåverkan mellan miljöklass 1 och miljöklass 3. 47

48 För båda motorerna var skillnaden i bränsleförbrukning och utsläpp av CO2 i paritet med den teoretiska skillnaden. Utsläppen av CO2 ökade med mellan 1,4 och 1,8 procent medan bränsleförbrukningen, i liter per km, minskade med mellan 1 och 2 procent med miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1. Arbetsmaskiner Litteraturdata visade att det bara fanns mätningar på motorer som uppfyllde Steg I, för övriga utsläppsklasser saknades relevanta uppgifter. Detta indikerar att det finns behov av omfattande kompletteringar i form av ytterligare emissionsmätningar. Av både ekonomiska och tidsmässiga skäl har det inte varit möjligt att genomföra emissionsmätningar på mer än två motorer. För pre-steg, Steg II och delvis Steg IIIA kan mycket information erhållas från resultaten på tunga motorer då motorerna har mycket gemensamt. Ju högre upp i utsläppsklasserna desto svårare är det att likställa motorer för arbetsmaskiner och motorer för tunga fordon. Valet på motorer föll på Steg IIIB, en motor med SCR och en motor med EGR och DPF. I Tabell 12 redovisas data för de testade motorerna (Arvidsson och Frisk, 212). Tabell 12. Beskrivning av motorer för emissionsmätning för arbetsmaskiner Motor 1 Motor 2 Modell Volvo D11H Scania DC9 78 A Tillverkningsår 21 - Motoreffekt, kw Utsläppsklass Steg IIIB Steg IIIB Teknik för avgasrening EGR och DPF SCR Motorerna testades på den transienta testcykeln NRTC som finns redovisad i Figur 8. Enbart varmstartsprov genomfördes. Resultaten från emissionsmätningarna visade att utsläppen av kväveoxider från motorn utrustad med SCR var mer än 4 gånger högre än förväntat. Trots hjälp från tillverkaren var det inte möjligt att få ner utsläppen av kväveoxider till en förväntad nivå inom tidsramarna för delprojektet. Nivån på utsläppen av NOx indikerade att konverteringen i SCR-katalysatorn inte fungerade vilket även bekräftades av en låg förbrukning av urea. Övriga emissioner antas inte ha påverkats negativt. 48

49 Resultaten från mätningarna visade att utsläppen av partiklar och PAH från motorn utrustad med DPF var mycket låga. Trots att syftet med emissionsmätningarna inte var att jämföra motorerna mot varandra är det värt att notera skillnaderna i utsläpp av PAH. Utsläppen av PAH från motorn med SCR var mer än 3 gånger högre än utsläppen från motorn med DPF. På grund av de låga nivåerna i utsläpp av PM och PAH från motorn med EGR och DPF var det inte möjligt att finna några signifikanta skillnader. För motorn med SCR var utsläppen av partiklar 19 procent högre vid användandet av miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1. Variationen i mätningarna uppgick till cirka 6 procentenheter. Motsvarande data för PAH var 22 procent högre utsläpp med miljöklass 3. Variationen i resultaten var dock stor, hela 7 procentenheter. För utsläpp av kväveoxider har endast data från motorn med DPF använts. Mätningarna visade på att utsläppen ökade med 14 procent med miljöklass 3, vilket är i samma härad som resultaten från testerna på tunga fordon med SCR. Variationen i mätningarna var relativt låg, endast 2 procentenheter. Antalet partiklar i avgaserna var mycket lågt för motorn med DPF. Resultaten indikerade att miljöklass 1 genererade något fler partiklar än miljöklass 3. Det totala antalet partiklar vad dock drygt två tiopotenser lägre för motorn med DPF än från motorn med SCR. Detta tyder på att tekniken för avgasrening är av mycket större betydelse för utsläppen av partiklar än skillnaden mellan miljöklass 1 och miljöklass 3. För motorn med SCR var utsläppen av partiklar i samma storleksordning för både miljöklass 1 och miljöklass 3. För aldehyder indikerar resultaten att utsläppen sannolikt ökar med miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1. För motorn med EGR och PDF var de totala utsläppen med miljöklass 3 cirka 5 procent högre medan de var nästan 4 procent högre för motorn med SCR. Dock var det flera ämnen där det förekom kraftiga skillnader mellan miljöklass 1 och miljöklass 3, exempelvis propen och toulen där utsläppen från miljöklass 3 var mellan 2 och 3 gånger högre. Om dessa förhållandevis extrema värden exkluderas från analysen är det inte längre möjligt att finna några signifikanta skillnader i de totala utsläppen av aldehyder. För 1,3 butadien som har identifieras som ett viktigt ämne ur hälsosynpunkt var samtliga mätningar under detektionsgränsen. Utsläppen av koldioxid per kwh var i genomsnitt 3 procent högre för miljöklass 3 än för miljöklass 1. Detta är nästan dubbelt så mycket som den teoretiska skillnaden. Om hänsyn tas till variationen i mätningarna, knappt 2 procentenheter, är det rimligt att anta att den teoretiska skillnaden är representativ. 49

50 Sammanställning av emissionsdata Emissionsdata för miljöklass 1 har hämtats från underlagsdata för Sveriges officiella rapportering av utsläpp från vägsektorn och från arbetsmaskiner (HBEFA, 212; Trafikverket, 212). Detta för att få ett heltäckande dataunderlag för personbilar, lätta lastbilar, stadsbussar, långfärdsbussar, lastbilar och arbetsmaskiner inom entreprenad, skogsbruk samt lantbruk. Emissionsfaktorer baserade på de data finns redovisade i bilaga D. Emissionsdata från litteraturstudien och emissionsmätningarna som redovisats ovan har nyttjats för att beräkna korrektionsfaktorer, se Tabell 13. Korrektionsfaktorerna beskriver hur emissionerna för olika ämnen förändras med miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1. Tabell 13. Relativ ökning av utsläppen med miljöklass 3 diesel jämfört med miljöklass 1 i procent för olika fordon och motortekniker Teknik för NOx PM PAH CO2 avgasrening Lätta fordon Utan ± +45±15 7±5 +1,6 DPF ± ± ± +1,6 Tunga fordon Utan +1±9 +4±5 +395±13 +1,6 EGR -1±5 +4±5 +395±13 +1,6 SCR +1±9 +15±5 +57±5 +1,6 DPF +1±9 ± ± +1,6 Arbetsmaskiner Utan +14±2 +4±5 +395±13 +1,6 EGR +14±2 +4±5 +395±13 +1,6 SCR +14±2 +19±6 +22±7 +1,6 DPF +14±2 ± ± +1,6 För personbilar har effekterna på utsläpp av partiklar och polycykliska aromatiska kolväten anpassats för att ta hänsyn till andelen fordon med respektive utan partikelfilter. Detta är en avvikelse från Sigurdson och Lundberg (212) som hade antagit att samtliga personbilar var försedda med PDF. Felmarginalen i Tabell 13 indikerar den största och minsta uppmätta skillnaden mellan miljöklass 1 och miljöklass 3. I Tabell 14 visas exempel på utsläpp av NOx. Den största kvoten är 5,68/4,58 = 1,24 medan den minsta kvoten är 5,13/4,92 = 1,4. Skillnaden mellan högsta och lägsta kvot är 2 procentenheter. I detta exempel blir skillnaden mellan miljöklass 1 och miljöklass 3; 12±1% (5,33/4,75 =1,12). Tabell 14. Exempel på variation i analyserade utsläpp av NOx i g/km NOx varmprov Miljöklass 1 Miljöklass 3 Lägsta värde 4,58 5,13 Högsta värde 4,92 5,68 Medel 4,75 5,33 5

51 För utsläpp av kolväten och kolmonoxid antogs att de absoluta utsläppen var så pass låga och de uppmätta skillnaderna så pass små att det inte var relevant att räkna på några skillnader i hälso- och miljöpåverkan mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 för dessa ämnen. Tillverkning av bränsle Det finns fem raffinaderier som tillverkar diesel av miljöklass 1 för den svenska marknaden. Dessa raffinaderier är; St1 i Göteborg Preemraff i Göteborg Preemraff i Lysekil Statoil i Kalundborg, Danmark Neste i Porvoo, Finland En mer detaljerad beskrivning av respektive raffinaderi finns beskrivet i Ahlvik och Eriksson (212). Samtliga raffinaderier tillverkar en rad olika produkter vilket inkluderar både miljöklass 1 och miljöklass 3 diesel. Utgångspunkten i analysen har varit produktionsdata från år 21, förutom för Nestes raffinaderi där data för 29 nyttjas på grund av ett större driftstopp under 21. I analysen har hela kedjan från produktion av råolja vid källa till distribution av diesel till kund inkluderats, Figur 17. Då komplexiteten är hög har det varit tvunget att göra vissa förenklingar. Transport Process Distribution/tank Figur 17. Well to tank kedjan (figur från Ahlvik och Eriksson, 212). Det har antagits att samtliga raffinaderier använder liknande råolja för tillverkning av miljöklass 1 diesel och en situation när enbart miljöklass 3 tillverkas. I verkligheten skiljer sig råvaran mellan olika raffinaderier och sannolikt skulle åtminstone några av raffinaderierna byta råvarubas om produktionsinriktningen förändrades. I råvarusteget har data från JEC-studien (JEC, 211) använts. 51

52 En av förenklingarna har varit att ingen omvandling av råoljan sker i samband med utvinningen. I praktiken sker dock en viss omvandling, exempelvis om naturgas omvandlas från gas till vätskeform (LNG). Då inget av de studerade raffinaderierna använder flytande naturgas som en råvara antas inverkan från omvandling vid källan vara försumbar. Även för transporter, både till och från raffinaderiet, har data från JEC-studien används. Det har även antagits att de totala transportavstånden är identiska. För transporterna har ingen hänsyn tagits till effekterna av skillnader i energiinnehåll och densitet mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 då dessa antas vara försumbara i sammanhanget. Energianvändning och utsläpp av klimatgaser från respektive raffinaderi har analyserat i det aktuella delprojektet. Hänsyn har tagits till produktion och export av både värme och ånga. I många fall bildas överskott av värme i raffinaderiprocessen. Denna värme kan antingen exporteras direkt som fjärrvärme till närliggande samhällen eller omvandlad till ånga för industriell användning. Att kunna tillvarata biprodukten värme har en stor inverkan på den totala energiverkningsgraden och utsläppen av klimatgaser. När värmen har använts som fjärrvärme har det antagits att den har ersatt naturgas. Förutom produktionen av diesel har även användandet av vätgas inkluderats i analysen. Vätgas krävs för att kracka, avsvavla och av-aromatisera råoljan till olika dieselkvaliteter. Ju mer bearbetning den slutliga produkten kräver desto mer vätgas konsumeras. I vanliga fall erhålls ett överskott av vätgas vid produktion av bensin men den ökade efterfrågan på diesel har lett till ett underskott av väte i raffinaderiprocessen. Detta har lett till att vätgas måste erhållas från andra källor så som naturgas eller LPG (flytande petroleumgas). Vätgashanteringen har inkluderats i WTT-analysen medan bensintillverkningen har lämnats utanför systemgränserna. En annan viktig iakttagelse som gjordes under projektet var en bieffekt av kombinerad tillverkning av miljöklass 1 och miljöklass 3 diesel jämfört med tillverkning av enbart miljöklass 3 diesel. I grunden tillverkas petroleumprodukter genom att råoljan separeras i olika komponenter med olika kokpunkter genom destillation. De viktigaste komponenterna är gas, nafta (där bensin ingår) och mellandestillat (diesel och eldningsolja). Kvar blir en tjock massa som används till bland annat tjockolja och asfaltstillverkning (bitumen). För att öka utbudet av diesel och andra lättare produkter genomförs en krackningsprocess (termisk eller katalytisk). Vid krackning åtgår mer energi. Diesel av miljöklass 1 tillverkas ofta genom så kallad straight run vilket i princip är den dieselkomponent som kommer ut från destillationen. För tillverkning av miljöklass 3 eller Europadiesel används både straight run och krackning. I de fall miljöklass 1 och miljöklass 3 tillverkas i samma raffinaderi (vilket är det vanliga) används ofta en straight run för miljöklass 1 medan miljöklass 3 tillverkas genom krackning. Detta gör att det går åt mer energi (och vätgas) för att tillverka miljöklass 3 eftersom de enkla destillaten redan har nyttjas för miljöklass 1. En direkt 52

53 jämförelse mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 från samma raffinaderi leder därför till en relativt sett ökad energianvändning för tillverkning av miljöklass 3 på grund av en svårare råvara. I den aktuella WTT studien har därför energianvändningen och utsläppen av klimatgaser från en kombinerad tillverkning av miljöklass 1 och miljöklass 3 jämförts med en situation där enbart miljöklass 3 tillverkas. I det senare faller tillverkas miljöklass 3 från både straight run och genom krackning av tyngre destillat. Skillnaden i utsläpp av klimatgaser mellan scenariot där miljöklass 1 tillverkas och scenariot där enbart miljöklass 3 är försumbar. Dessutom är den genomsnittliga skillnaden betydligt mindre än skillnaderna i enskilda raffinaderier vilket indikeras av felstapplarna i Figur 18. Felstaplarna indikerar inte en statistisk varians eller konfidensintervall utan det största respektive minsta utsläppen av klimatgaser av samtliga studerade raffinaderier. För utsläpp av klimatgaser är den genomsnittliga skillnaden mellan tillverkning av miljöklass 1 och enbart tillverkning av miljöklass 3 cirka,1 g CO2-ekv per MJ diesel eller 1 procent. Dock är variationen mellan de raffinaderierna med de lägsta respektive högsta utsläppen av klimatgaser drygt 2 g CO2-ekv per MJ eller 2 gånger högre än den genomsnittliga skillnaden mellan miljöklass 1 och miljöklass 3. Energianvändning (MJ/MJ produkt) Utsläpp av klimatgaser (g/mj produkt) Figur 18. WTT resultat för energianvändning och utsläpp av klimatgaser (från Ahlvik och Eriksson, 212) Energianvändningen uppvisar en motsvarande trend som för utsläpp av klimatgaser. Däremot är skillnaderna i genomsnittlig energianvändning ännu mindre, mindre än,4 procent till fördel för miljöklass 3, och skillnaderna mellan olika raffinaderier större. I Ahlvik och Eriksson (212) har även processen där miljöklass 1 tillverkas av straight run och miljöklass 3 av både straight run och tyngre destillat redovisats. 53

54 Jämfört med avgasutsläppen av koldioxid motsvarar tillverkningen, WTT, endast cirka 1 procent. Detta betyder att små skillnader i WTT delen kommer att ha än mindre effekt i hela kedjan Well-To-Wheel, WTW. Generellt ska nämnas att de raffinaderier som levererar miljöklass 1 diesel till den svenska marknaden är mycket energieffektiva i jämförelse med det genomsnittliga Europeiska raffinaderiet. Enligt JEC studien (JEC, 211) åtgår det,1 MJ per MJ diesel producerat. Energibehovet för de raffinaderier som tillverkar miljöklass 1 diesel till den svenska marknaden är,4 MJ per MJ diesel producerat. Motsvarande data för utsläpp av klimatgaser är 8,6 g/mj jämfört med 2,4 g/mj. Detta indikerar att utsläppen av klimatgaser och energianvändningen, relaterat till användningen av diesel på den svenska marknaden, från raffinaderisteget (WTT) inte kommer att påverkas nämnvärt av en övergång från miljöklass 1 till miljöklass 3. Däremot skulle utsläppen öka markant om raffinaderier motsvarande det genomsnittliga Europeiska raffinaderiet började leverera diesel till den svenska marknaden. Dock bör det nämnas att utsläpp av klimatpåverkande gaser är ett globalt perspektiv och även om det kommer in andra raffinaderier på den svenska marknaden kommer sannolikt inte de fem nuvarande raffinaderierna att sluta producera diesel utan börja leverera till andra kunder. Detta betyder att globalt sett är effekterna försumbara trots att de utsläpp som kan allokeras till användning av diesel Sverige riskerar att öka. Något som ytterligare talar för att de Europeiska utsläppen av klimatpåverkande gaser inte kommer att öka är att raffinaderiverksamheten (Mineraloljeraffinaderier) lyder under EU:s system med handel av utsläppsrätter (EU ETS) (EU, 23b). I och med att mineraloljeraffinaderierna redan omfattas av ett styrmedel, handel med utsläppsrätter, är det inte rimligt att inkludera utsläppen av koldioxid från raffinaderiprocessen i bedömningen av skatteskillnader mellan miljöklass 1 och miljöklass 3. Dock är det bara mineraloljeraffinaderier inom Europeiska gemenskapens territorium som omfattas av systemet med handel av utsläppsrätter. Raffinaderier i andra delar av världen som levererar raffinerade produkter exempelvis diesel till EU omfattas inte. Samhällsekonomisk analys För detta regeringsuppdrag har de samhällsekonomiska beräkningarna skett i enlighet med den metodik som beskrivs av ASEK (Arbetsgruppen för samhällsekonomiska kalkyl- och analysmetoder inom transportområdet). ASEK använder så kallade effektkedjeansatser. Med dessa kopplar man samman studier från kedjan utsläpp-halter-exponering-effekter-värdering för att få värderingar av ett begränsat antal föroreningar. Fram till 1999 använde man betalningsviljeansatser. Effekterna av luftföroreningarna delas vanligtvis upp i tre olika kategorier: lokala, regionala och globala effekter. Att det finns ett positivt samband mellan kalkylvärden och ekonomisk tillväxt är väl belagt. Denna kunskap har också länge utnyttjats av ASEK när kalkylvärden räknats upp mellan basår. Teoretiskt sett borde detta samband innebära att de 54

55 kalkylvärdena också ska räknas upp realt under kalkylperioden. Med stöd av detta räknas de långsiktiga värdena för luftföroreningarna upp med förväntad utveckling av BNP/capita. De kortsiktiga värdena används vid kalkyler under tio år och vid långsiktiga kalkyler räknas det kortsiktiga värdet upp med olika uppräkningsfaktorer. Vid 4-åriga kalkyler är denna faktor 1,34. Inom EU drivs projektet ExternE (Externalities of Energy - ) som från början syftade till att värdera utsläppen i energisektorn. Numera omfattar ExternE även trafikens utsläpp. Det har uttalats önskemål att Sverige ska använda sig av ExternE:s värden för luftföroreningar. Invändningar kan nämligen göras mot ASEK:s värdering av hälsoeffekter av NO2 och SO2, där andra studier, t ex ExternE, har exkluderat dessa ämnen från hälsoeffektvärderingen på grund av risken för dubbelräkningar (observerade effekter av NO2 och SO2 kan istället vara effekter orsakade av andra luftföroreningar, t ex partiklar, som korrelerar med NO2 och SO2). Dock anses osäkerheten i ExternE-beräkningarna vara höga, varför man valt att inte gå över till att tillämpa ExternE i Sverige 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. PM2,5 1. Det finns även inhalerbara partiklar som inte kommer från avgaser, och som är större. Sådana partiklar är slitagepartiklar (PM1) 2 som bland annat består av vägdamm. Effekter av slitagepartiklar värderas inte eftersom risken för dubbelräkning anses stor. 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 av 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 3. 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. 1 Avgaspartiklar är egentligen mindre än PM2.5 (PM2,5 = partikulärt material, med storlek mindre än 2,5 mikrometer). De ingår i PM.1 men inkluderas i de beräkningar som gäller för PM PM1 är egentligen alla partiklar mindre än 1 mikrometer d.v.s. både avgas- och slitagepartiklar. Slitagepartiklarna utgör delmängden (PM1 PM2.5). 3 Svaveldioxid kan t.ex. ombildas till sulfater och kväveoxider till nitrater 55

56 Globala effekter av trafikens skadeverkningar är mycket svårt att värdera. Den korrekta ansatsen vore att använda sig av de skador utsläppen av koldioxid och andra växthusgaser orsakar; en så kallad skadekostnadsansats. Kalkylvärdet för koldioxidutsläpp borde visa den marginella skadekostnad som ytterligare ett kilo utsläpp beräknas åstadkomma. Skadekostnaderna för klimatförändringarna är dessvärre svåra, för att inte säga omöjliga att beräkna. I brist på möjligheten att använda denna vetenskapligt korrekta ansats använder sig ASEK av koldioxidskatten på bränsle, vilken kan ses som ett uttryck för ett politiskt mål angående reduktion av koldioxid. Koldioxidskatten på drivmedel ligger idag på cirka 1,8 kronor i 21 års prisnivå. I kortsiktiga analyser (under 1 år) ska detta värde användas som koldioxidvärdering. Det finns dock mer övergripande klimatmål som tyder på att en skärpning av styrmedel kommer att bli nödvändig. Även om vi i dagsläget inte vet exakt vad detta kommer att innebära för transportsektorn är det sannolikt att den politiska koldioxidvärderingen kommer att stiga på längre sikt. Det är svårt att sia om hur stor höjningen kommer att bli, men en försiktig bedömning är att den politiska koldioxidvärderingen i alla fall kommer att stiga i takt med att människor blir rikare. För att få fram ett långsiktig värde skrivs därför dagens koldioxidskatt upp med en prognos på tillväxten i BNP/capita. Detta ger den politiska koldioxidvärderingen som en, över tid, stigande funktion på 1,52 kr/kg år 23 och 2,18 kr/kg år 25. Detta ger ett långsiktigt medelvärde på 1,45 kr/kg, vilket ska användas vid långsiktiga kalkyler. Systemgränser och metod Den samhällsekonomiska kostnads-och intäktsanalysen i detta uppdrag är begränsad till de hälsoeffekter och miljöeffekter av dieselbränsleavgaser i Sverige enligt de metoder som utvecklats inom ASEK. Andra tänkbara makroekonomiska skillnader mellan bränslena som inte innefattas i den samhällsekonomiska analysen är olika effekter av standardisering, säsongsbetonade skillnader i bränslets egenskaper etc. Uppdelning på olika typer av fordon, maskiner och motorklasser I den samhällsekonomiska kalkylen inkluderas följande fordon, maskiner och motorklasser. Personbilar (icke-klassade och Euro 1 till Euro 6) Lätta nyttofordon (icke-klassade och Euro 1 till Euro 6) Lastbilar (icke-klassade och Euro I till Euro VI) Stadsbussar (icke-klassade och Euro I till Euro VI) Långfärdsbussar (icke-klassade och Euro I till Euro VI) Arbetsmaskiner (icke-klassade och steg I till steg IV) 56

57 Vidare delas arbetsmaskinerna in i tre grupper; jordbruksmaskiner, skogsmaskiner och industriella maskiner. Geografiska skillnader Analyser har gjorts för de tre tätortsområdena Stockholm ( invånare), Umeå ( invånare) samt Kristianstad ( invånare). Den senare tätorten är av ASEK5 utvald som referenstätort eftersom den svenska mediantätortsbon bor i en tätort av den storleken. De lokala utsläppen i ASEK beräknas enligt följande: Antalet exponeringsenheter per kilo utsläpp på den specifika lokalen beräknas. Detta görs med formeln: Exponering =,29 Fv B,5 där Fv = ventilationsfaktorn för tätorten (exponering per person och kilo utsläpp) B = tätortens folkmängd (antal personer) Ventilationsfaktorn är beroende av den ventilationszon där tätorten är belägen. Ventilationsfaktorn för Stockholm och Kristianstad är 1, och för Umeå 1,4. För var och en av tätorterna samt för landsbygdsområde har utsläppen beräknats per liter för miljöklass 1 respektive miljöklass 3. Till grund för den samhällsekonomiska analysen ligger antagande om hur stor andel av total körsträcka som respektive fordonstyp framförs i tätortsmiljö. Dessa antaganden är: Personbilar 4 % Lätta nyttofordon 4 % Lastbilar 3 % Stadsbussar 1 % Långfärdbussar 4 % Jordbruksmaskiner 25 % Skogsmaskiner % Industriella maskiner 3 % Utsläpp av PAH Diesel av miljöklass 3 innehåller en större andel PAH än miljöklass 1-dieseln. Procentuellt sett är denna skillnad stor men i absoluta termer liten. Den samhällsekonomiska skillnaden baserat på enbart utsläpp av PAH mellan bränslena är därför näst intill försumbar. Det är endast i Stockholm som skillnaden skulle kunna ha någon samhällsekonomiskt betydelse. I Nerhagen (25) finns värden för lokala effekter i Storstockholm av Benso(a)pyren (BaP) som ofta används som modellsubstans för forskningen på polycykliska aromatiska kolväten. Det är svårt att utröna hur stor del av utsläppen av PAH som består av BaP men det torde vara 57

58 en liten andel; kanske mindre än en tiondel. Det huvudsakliga ämnet i PAHgruppen är istället Naftalen. I brist på specifika värden för PAH kan man trots det använda värderingen av BaP i Storstockholm från Nerhagen (25) för hela PAHgruppen. Detta värde är kr/kg (1998 års prisnivå). Det kan tyckas vara ett högt värde men då ska man tänka på att utsläppen är låga. Då risken att dubbelräkna de samhällsekonomiska kostnaderna för PAH har ansetts betydande har vi valt att inte inkludera dessa i den slutliga analysen. I kostnadsuppskattningen kopplat till emissioner av partiklar finns även toxicitet och mutagenicitet inkluderat till viss del. Preliminära resultat visade att bidraget från PAH, enligt ExternE värderingen, kunde anses vara försumbart i förhållande till de totala samhällsekonomiska kostnaderna. Analys av samhällsekonomiska kostnader Resultatet från den samhällsekonomiska analysen har delats upp i två delar, klimatrelaterade utsläpp samt utsläpp relaterade till miljö- och hälsopåverkan. Denna uppdelning stämmer även bra med ASEK:s uppdelning på Globala effekter som motsvarar klimatrelaterade utsläpp samt Lokala och Regionala effekter som motsvarar utsläpp av miljö- och hälsopåverkande ämnen. De samhällsekonomiska kostnaderna för utsläpp av miljö- och hälsopåverkande ämnen redovisas i Figur 19. Totalt uppgår den samhällsekonomiska kostnaden till knappt 2,9 kr/liter för miljöklass 1 för år 21. Det är främst partiklar och kväveoxider som bidrar till de totala kostnaderna. Omsättningen på fordon och arbetsmaskinsparken, att äldre skrotas och nya med lägre avgasutsläpp kommer till, har en tydlig effekt på de samhällsekonomiska kostnaderna vilka sjunker kraftigt. Fram till 22 har den samhällsekonomiska kostnaden för miljöklass 1 sjunkit till 1,21 kr/liter. 3, Samhällsekonomisk kostnad miljöklass 1, kr/liter 2,5 2, 1,5 1,,5 Kolväte (VOC) Partiklar (PM2.5) Kväveoxid (NOx), Figur 19. Samhällsekonomisk kostnad för miljöklass 1 diesel i kr/liter Utöver de miljö- och hälsopåverkan har även de samhällsekonomiska kostnaderna för utsläpp av klimatpåverkande ämnen, främst koldioxid, beräknats. För miljöklass 58

59 1 uppgår kostnaden till 3,77 kr/liter diesel. Motsvarande kostnad för miljöklass 3 är 3,94 kr/liter, en ökad samhällsekonomisk kostnad av 17 öre per liter diesel jämfört med miljöklass 1. Om den samhällsekonomiska kostnaden istället baserades på 1,8 kr/kg CO2 vilket motsvarar dagens koldioxidbeskattning minska både de totala kostnaderna och skillnaden mellan miljöklass 1 och miljöklass 3, se Tabell 15. En koldioxidvärdering av 1,8 kr/kg motsvarar den politiska värderingen av utsläpp av koldioxid i dagsläget medan en värdering 1,45 kr/kg motsvarar samma politiska värdering men över ett mycket längre tidspann. Den senare värderingen är lämplig vid bedömningar av infrastrukturprojekt som har lång livslängd. En rimlig bedömning av de samhällsekonomiska kostnaderna av miljöklass 1 och miljöklass 3 ligger sannolikt någonstans mellan dessa båda bedömningar, det vill säga mellan 13 och 17 öre/liter diesel. Tabell 15. Samhällsekonomisk kostnad för utsläpp av koldioxid från diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3 Koldioxidvärdering 1,45 kr/kg 1,8 kr/kg Miljöklass 1 3,77 kr/l 2,88 kr/l Miljöklass 3 3,94 kr/l 3,51 kr/l Skillnad,17 kr/l,13 kr/l Skillnaden mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 beror på respektive bränsles egenskaper och sammansätting och kommer inte att påverkas av nya fordon med lägre avgasutsläpp. Det enda som påverkar de specifika utsläppen av koldioxid är kolinnehåll och energiinnehåll i bränslet samt motorns verkningsgrad. Inga av de genomförda mätningarna tydde på några skillnader i motorns verkningsgrad mellan de två bränslena. Energiinnehållet per liter diesel är högre i miljöklass 3 vilket resulterar i en lägre bränsleförbrukning per km. Trots att bränsleförbrukningen är cirka 2 procent lägre med miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1 ökar utsläppen av koldioxid med 1,6 procent, se bilaga C. Jämfört med antagandena i Sigurdson och Lundberg (212) har utsläppen från personbilar förändrat genom att hänsyn har tagits till andelen fordon utan DPF. Inverkan från äldre personbilar utan DPF är betydande i början av den studerade tidsperioden. Skillnaden i samhällsekonomisk kostnad mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 ökar från cirka 57 öre per liter till 7 öre per liter för år 21 när effekten av äldre personbilar utan DPF inkluderas. Effekten de äldre fordonen utan DPF avtar dock relativt snabbt och till 22 är inverkan på merkostnaden för miljöklass 3 endast 1 öre per liter. I bilaga E redovisas skillnaden i samhällsekonomisk kostnad mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 för olika grupper av fordon och arbetsmaskiner. 59

60 ,8 Samhällsekonomisk skillnad mellan Mk1 och Mk3, kr/liter,7,6,5,4,3,2,1, Kolväte (VOC), regional effekt Kväveoxid (NOx) lokal effekt Partiklar (PM2.5) Kväveoxid (NOx) regional effekt Figur 2. Skillnad i samhällsekonomisk kostnad mellan diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3 Det är utsläpp av partiklar som svarar för majoriteten av skillnaden i samhällsekonomisk kostnad mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 vilket kan ses i Figur 2. Av totalt 7 öre/liter svarar partiklar för drygt 5 öre. I kostnaderna för partiklar ingår även effekter av polycykliska aromatiska kolväten. Skillnaden i samhällsekonomisk kostnad mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 minskar dock relativt snabbt från 7 öre/liter 21 ner till under 2 öre/liter 22. Det finns även stora regionala skillnader. De samhällsekonomiska kostnaderna relaterade till utsläpp från fordon och arbetsmaskiner är betydligt högre i störstäderna jämfört med nationellt. I Stockholm uppgår de samhällsekonomiska kostnaderna relaterat till miljö- och hälsopåverkan för miljöklass 1 till drygt 11 kr/liter och för miljöklass 3 drygt 15 kr/liter för 21. Detta ger en ökad samhällsekonomisk kostnad motsvarande drygt 4 kr/liter för miljöklass 3, vilket ska jämföras med cirka 7 öre/liter nationellt. Till 22 förväntas denna skillnad mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 minska till knappt 8 öre/liter. Hälsoeffekter Två underlagsrapporter har tagits fram inom ramen för uppdraget Health risk assessment of diesel emissions from vehicles- Comparison between (diesel fuels) MK 1 and EN5 59 samt Swedish MK1 diesel versus European EN 59 diesel comparing the impact on emissions and health risks in the metropolitan area of Stockholm (Hanberg et al., 212; Johansson et al., 212). Dessutom har en mindre studie genomförts för att visa på skillnader i mutagen förmåga mellan bränslena miljöklass 1 och miljöklass 3. Föreliggande avsnitt utgör en kortfattad summering av rapporternas innehåll och slutsatser. 6

61 Hälsoeffekter av hälsorelevanta ämnen i emissionerna En översiktlig beskrivning av hälsoeffekterna av de mest hälsorelevanta ämnena i dieselavgaser görs i bakgrundsavsnittet. För att kunna göra en kvantitativ bedömning av hälsopåverkan måste man ha fastställt ett dos effektsamband. Sådana samband används även för att kunna fastställa hälsobaserade riktvärden. En utförlig tabell över relevanta hälsobaserade riktvärden finns redovisade i bilaga F. Cancerogen potens av olika polycykliska aromatiska kolväten Benso(a)pyren (BaP) är den mest studerade PAH och är klassificerad som cancerframkallande för människor av IARC (21). För många andra PAHs har carcinogenicitet visats i djurförsök och de misstänks även vara cancerframkallande för människor (IARC 21). Vissa PAH är mutagena och kan framkalla mutationer i DNA medan andra främst stimulerar celltillväxt och bidrar därigenom till utveckling av cancer. En metod att beräkna den cancerframkallande effekten av en blandning av PAH:er är att summera så kallade toxic equivalency factors (TEF) som uttrycker den relativa cancerframkallande förmågan relativt benso(a)pyren. Tabell 16 beskriver den relativa cancerpotensen som TEF baserat på publicerade data om cancerpotens. För flera PAH saknas tillräckligt med data för att kunna fastslå om de är cancerframkallande. Därför kan risken underskattas. Tabell 16.. IARC klassificering (IARC 21) och TEF-värden (Larsen and Larsen 1998) för PAH PAH IARC classification TEF Anthracene Group 3.1 a Benzo(a)pyrene Group 1 1 Benzo(b)fluoranthene Group 2B.1 Benzo(k)fluoranthene Group 2B.5 Dibenzo(a,e)pyrene Group 3.2 Dibenzo(a,h)pyrene Group 2B 1 Dibenzo(a,i)pyrene Group 2B 1 Dibenzo(a,l)pyrene Group 2A 1 b Fluoranthene Group 3.5 Phenanthrene Group 3.5 Pyrene Group 3.1 Methylphenanthrene Group 3-1-Methyphenanthrene a Nisbet and LaGoy 1992 b Muller 1997 Baserat på TEF publicerade i litteraturen Tabell 16 beräknades den relativa cancerframkallande potensen för ett antal viktiga PAH i emissionerna genom att multiplicera emissionsfaktorn från emissionsförsöken, det vill säga den relativa emissionen utryckt i ng per fordonskilometer med TEF faktorn. Resultatet beskriver den cancerframkallande förmågan i emissionerna per fordonskilometer för respektive PAH samt totalt. I Tabell 17 och Tabell 18 redovisas utsläpp och TEF 61

62 värden för två lastbilar vilka uppfyller Euro V. Det är samma fordon och mätningar som har redovisats under avsnittet rörande emissionsmätningar. Tabell 17. Emissionsfaktorer och TEF värden för Euro V motor utrustad med SCR Emissionsfaktorer Mk1 Emissionsfaktorer Mk3 TEF (ng/km) TEQ (ng/km) TEQ % (ng/km) TEQ (ng/km) TEQ % Phenanthrene,5 569, 761, Fluoranthene, , ,6 Pyrene,1 369,1 473, Benzo(b)fluoranthene, , ,7 Benzo(k)fluoranthene,5 89 4, ,7 Benzo(a)pyrene , ,2 Dibenzo(a,l)pyrene , ,2 Dibenzo(a,e)pyrene,2 5 1,2 11 2,2 Dibenzo(a,i)pyrene 1 2 2,2 3 3,2 Dibenzo(a,h)pyrene 1 1 1,1 1 1,1 SUM Tabell 18. Emissionsfaktorer och TEF värden för Euro V motor utrustad med EGR Emissionsfaktorer Mk1 Emissionsfaktorer Mk3 TEF (ng/km) TEQ (ng/km) TEQ % (ng/km) TEQ (ng/km) TEQ % Phenanthrene, , , Fluoranthene, , ,6 Pyrene,1 21 2, ,4 Benzo(b)fluoranthene, , ,7 Benzo(k)fluoranthene,5 67 3, ,6 Benzo(a)pyrene , ,9 Dibenzo(a,l)pyrene , ,2 Dibenzo(a,e)pyrene,2 7 1,2 11 2,1 Dibenzo(a,i)pyrene 1 2 2,3 4 4,3 Dibenzo(a,h)pyrene 1 1 1,2 2 2,2 SUM

63 Utsläppen av PAH är betydligt högre för motorn som utrustats med EGR. Totalt analyserades 16 olika ämnen. De totala utsläppen med miljöklass 1 uppgick till 2 3 ng/km från motorn med SCR och 36 ng/km från motorn med EGR. Motsvarande utsläpp vid användandet av miljöklass 3 var 3 6 ng/km för motorn med SCR samt 178 ng/km för motorn med EGR. Från emissionsmätningarna är det tydligt att motorn med EGR släpper ut kraftigt högre mängder av PAH. Trots detta är TEQ värdet cirka 65 ng/km för båda teknikerna vid användande av miljöklass 1. I och med att det saknas uppskattningar av TEF-värden för flera av de analyserade komponenterna är det möjligt att risken för cancer underskattas för båda teknikerna, men inte minst för motorn med EGR som har ett totalt utsläpp av PAH som är mer än 1 gånger högre. Vid användandet av miljöklass 3 är utsläppen högre. För motorn med EGR ökar utsläppen nästan 5 gånger. Det är dock för ämnen som saknar TEF-värden som utsläppen ökar mest. Detta leder till att TEQ-värdet för båda motorteknikerna, EGR och SCR ökar med nästan lika mycket, 7 procent högre med miljöklass 3 för en Euro V motor med SCR och 14 procent högre med miljöklass 3 för en Euro V motor med EGR. Mutagenicitet Cancer uppstår genom en flerstegsprocess där mutationer i cellernas DNA spelar en inledande roll i processen. Därför är kemiska ämnens förmåga att framkalla mutationer (mutageniciteten) en viktig del av den cancerframkallande förmågan. Mutageniciteten mäts ofta på bakterier i särskilda utprovade testsystem. Skillnader i mutagenicitet studerades på partikelextrakt från två fordon. De tester som genomfördes var begränsade men antyder en högre mutagenicitet vid varmstart men ej vid kallstart för miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1. Bedömning av hälsokonsekvenser Ett sätt att åskådliggöra hälsoeffekter av exponering för dieselemissionerna i detta uppdrag har varit att normera emissionerna mot en känd exponeringssituation. I detta fall har två studier där komponenter i dieselavgaser mätts i arbetsmiljön vid byggandet av vägtunnlar använts (Lewné et al., 27; 211). Emissionerna för de olika testade motorerna för bränslena miljöklass 1 och miljöklass 3 normerades mot halterna av PM1 respektive elementärt kol (EC) i tunnelstudien för att på så vis erhålla ett worst case motsvarande ett scenario med hög exponering som i en relevant arbetsmiljö eller en mycket trafikbelastad plats. Resultaten för den i emissionerna sammanlagda cancereffekten i högexponeringsscenariot redovisas i Tabell 19. Antalet cancerfall för en population på 1 individer skulle uppgå till mellan 15 och 2 vid användandet av miljöklass 1. Med miljöklass 3 skulle antalet cancerfall per 1 individer uppgå till mellan 27 och 47 individer. En normering mot EC resulterade i något högre antal fall än normering mot PM. Riskkvoten mellan miljöklass 3 mot miljöklass 1 blir cirka 1,7 till 2,4. Den högre riskkvoten är kopplad till Euro V motor med EGR. Sannolikt är både antalet cancerfall och riskkvoten mellan miljöklass 3 mot miljöklass 1 högre med motorer som uppfyller en lägre utsläppsklass, i.e. Pre-Euro till Euro IV. 63

64 Tabell 19. Uppskattat antal cancerfall per 1 exponerade ur ett arbetsmiljöperspektiv Miljöklass 1 Miljöklass 3 Kvot Mk3/Mk1 Normering PM Euro V, SCR ,7 Euro V EGR ,4 Normering EC Euro V, SCR ,7 Euro V, EGR ,4 Den genomsnittliga riskökningen, baserat på data från moderna motorer, för båda bränslena motsvarar ca en fördubbling av cancerrisken mot risken för död i lungcancer i den allmänna befolkningen vilket stämmer relativt väl med den riskökning på ca 3 ggr som observerats i arbetsmiljön vid exponering för dieselavgaser (Silverman et al., 212). Utöver worst case har även en uppskattning av hälsokonsekvenserna gjorts för en övergång från miljöklass 1 till miljöklass 3 i Stor-Stockholm. Analysen finns närmare beskriven i rapporten: Swedish MK1 diesel versus European EN 59 diesel - Comparing the impact on emissions and health risks in the metropolitan area of Stockholm (Johansson et al., 212). Den framtida fordonssammansättningen bestämdes med information från Trafikverket som input för den tids- och rums upplösta emissionsdatabas som utvecklats av Stockholms Uppsala läns luftvårdsförbund. De totala emissionerna bestämdes liksom exponeringen för befolkningen i Stor-Stockholmsområdet, totalt ca 1,6 miljoner innevånare. När det gäller de totala emissionerna från trafiken så minskar de från 21 till 22 för NOx, avgas-pm, sum 18-PAH, benso(a)pyrene, dibenso(a,l)pyren, acrolein och 1,3-butadien. Detaljerade data för dessa emissioner finns redovisade i bilaga G. Om man ersätter nuvarande miljöklass 1 diesel med miljöklass 3 diesel så ökar emissionerna för alla dessa ämnen för alla åren 21,215 och 22. I de flesta fall är skillnaden i förändring av populationsexponering liten vid utbyte av miljöklass 1 med miljöklass 3 jämfört med den totala exponeringen från vägtrafiken. Störst skillnad observeras för avgaspartiklar där en ökning av exponeringen, vid en övergång till miljöklass 3, med 17 procent, 15 procent och 12 procent för åren 21,215 och 22. Hälsopåverkan kan beräknas som en ökning av den totala mortaliteten relaterat till antingen NOx eller PM2.5 som indikator för risk baserat på publicerade risksamband, Figur 21. Övrig ohälsa än dödlighet har inte kunnat beräknas. 64

65 En svaghet i denna typ av uppskattning är att risksambanden är framtagna för andra städer under en annan tidsperiod med en annan fordonsmix. Emellertid har risksambanden överlag visat förvånansvärd samstämmighet i de olika studier som genomförts världen över. 6 Antal förtida dödsfall samt antal cancerfall per år NOx Avgas PM PAH Figur 21. Antal fler förtida dödsfall (NOx och avgas PM) samt antal fler cancerfall per år med miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1 diesel i Stor-Stockholm Med NOx som indikator för trafikexponering erhölls en ökning av mortaliteten med 36, 23 samt 15 tidigarelagda dödsfall för åren 21, 215 och 22 vid en övergång från miljöklass 1 till miljöklass 3. Med avgas-pm som indikator för trafikexponeringen erhölls en ökning av mortaliteten med 6, 3 och 2 tidigarelagda dödsfall för åren 21,215 och 22 vid en övergång från miljöklass 1 till miljöklass 3. Det risksamband som tagits fram för PM 2,5 gäller partiklar i omgivningsluften och inte avgas PM. Därför ger beräkningen en underskattning av den verkliga risken eftersom lokalt emitterade avgaspartiklar utgör mindre än hälften av PM 2.5 i omgivningsluften. Den sammanlagda beräknade riskökningen för cancer till följd av exponering för PAH och 1,3-butadien, vid bränslebyte från miljöklass 1 till miljöklass 3, uppskattades till 53, 39 och 29 fall år 21, 215 och 22. En styrka är att alla beräkningssätten ger ett utfall i samma storleksordning. Bedömningen av cancerrisken kan vara överskattad eftersom den beräknade tidigarelagda dödligheten med NOx innefattar dödlighet i cancer i luftvägar (ca 5 procent). En viktig felkälla är osäkra riskkoefficienter för några av de mycket cancerframkallande dibensopyrenerna. Vidare bryts flera PAH:er ner relativt snabbt i omgivningsluften varför beräkningen leder till en viss överskattning när risken beräknas med färska emissioner. 65

66 Den viktiga slutsatsen är emellertid att alla beräkningar visar på en viss ökning av dödlighet i Stor-Stockholm vid ett bränsleskifte från miljöklass 1 till miljöklass 3. Denna ökning är i samma storleksordning som minskningen i dödlighet av trängselskatten för befolkningen i Stockholms innerstad. För ett större tätortsområde som Stor-Stockholm har miljöklass 1 en påvisbar positiv effekt på hälsan även 22. Marknadsandelar En bedömning av marknadsandelar av miljöklass 1 diesel och miljöklass 3 diesel till följd av förändrad reduktion av energiskatten för miljöklass 1 eller andra omvärldsfaktorer är mycket svår att genomföra. En eventuell övergång från miljöklass 1 till miljöklass 3 kommer sannolikt att vara ganska digital antingen saluförs miljöklass 1 eller miljöklass 3 på stationsnivå. Samma förhållande gäller på de flesta depåer där kapaciteten är begränsad. Dock kan man över året hantera flera olika kvaliteter, exempelvis hanterar många bolag redan idag olika kvaliteter genom olika inblandning av FAME och HVO i diesel. Dessutom finns det på många depåer en potential i cisterner som tidigare har använts för eldningsolja då den produkten har minskat kraftigt de senaste åren. På raffinaderierna är det möjligt att producera flera kvaliteter parallellt men vid någon tidpunkt kommer produktionen att ställas om. Denna tidpunkt varierar sannolikt mellan olika bolag. En ytterligare variabel i bedömningen av marknadsandelar är att bolagen som säljer drivmedel till slutkund i sin tur köper diesel från olika raffinaderier. Exempelvis producerar Neste i Porvoo Finland diesel av miljöklass 1, men de har inga egna försäljningsställen i Sverige. Detta betyder att försäljningsställena kan välja huruvida de ska köpa in miljöklass 1 eller miljöklass 3 och på grund av detta kan effekten på nationell nivå bli mindre digital. Enligt petroleumbranschen är detta scenario inte sannolikt, utan en övergång kommer ske ganska enhetligt. Ett sätt att försöka uppskatta effekterna på marknadsandel miljöklass 1 samt miljöklass 3 av förändrad reducering av energiskatten för miljöklass 1 är att undersöka skillnaderna i världsmarknadspris. Även detta har visat sig vara svårt, snarare ökas komplexiteten i och med att världsmarknadspris på dieselolja sätt i US-dollar medan reduceringen av energiskatten för miljöklass 1 är i kr. Detta gör att växlingskursen mellan svensk och amerikansk valuta kan ha betydelse. Världsmarknadspriset för lågsvavlig dieselolja är uppbyggt kring en grundkostnad samt en premie. Premien sätts utifrån en mängd olika variabler så som kvalitet, leveransplats och konkurrenssituation. Miljöklass 1 diesel har en högre premie än miljöklass 3 diesel som i sin tur är differentierad utifrån sommar respektive vinterkvalitet. Detta gör att skillnaden i världsmarknadspris är högre mellan miljöklass 1 och sommarkvaliteten för miljöklass 3 än mellan miljöklass 1 och vinterkvaliteten för miljöklass 3. Dessutom anges världsmarknadspriset per ton diesel med en generell densitet av 845 kg/m 3, det vill säga oberoende av den faktiska densiteten för den aktuella produkten. Allt fler bolag väljer att erbjuda dieselbränslen med inblandning av biokomponent. De vanligaste inblandningskomponenterna är FAME som är begränsad till maximalt 7 volymprocent och HVO som kan blandas in i mycket högre andelar. 66

67 Biokomponenterna skiljer sig mot mineraloljan (fossil diesel) i både produktionskostnad och beskattning. En högre andel biokomponent i slutprodukten leder till en totalt sett lägre skattenivå per liter slutprodukt, oavsett om det är miljöklass 1 eller miljöklass 3. Hur en eventuell framtida inblandningsgrad kommer att se ut har inte bedömts inom detta regeringsuppdrag, dock har det noterats att detta ökar komplexiteten i bedömningar av framtiden. Även om det är svårt att exakt bedöma kostnader och konsekvenser är dock rimligt att anta att de första leverantörerna kommer att övergå till miljöklass 3 diesel redan vid en relativt moderat sänkning av den befintliga skatteskillnaden. Det är även rimligt att anta att det i första hand kommer att ske en ökad användning av miljöklass 3 diesel under sommarmånaderna då skillnaderna i inköpspris mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 är som störst. Redan idag, med en skattereduktion motsvarande 41 öre/liter för miljöklass 1, har de första petroleumbolagen påbörjat försäljningen av miljöklass 3 diesel till samma pris som miljöklass 1 för kund, Figur 22 (SCB, 212). Andel av totalt levererad volym diesel i Sverige 1% 9% 8% 7% 6% 5% 4% 3% 2% 1% % Månad Miljöklass 1 Miljöklass 2 Miljöklass 3 Figur 22. Leveranser av dieselbränsle fördelad på miljöklasser Det är vår övertygelse att marknaden helt kommer att övergå till miljöklass 3 om den nuvarande skattereduktionen för miljöklass 1 slopades. Sannolikt kommer denna marknadsdrivna övergång från miljöklass 1 till miljöklass 3 ske redan tidigare. Brytpunkten ligger förmodligen vid en sammanlagd reduktion av beskattningen, energiskatt och koldioxidskatt, för miljöklass 1 på 2 till 3 öre per liter. 67

68 Diskussion och slutsatser Resultaten från samtliga delmoment med undantag för energianvändning och utsläpp av klimatgaser från raffinaderiverksamheten indikerar att utsläppen, miljöpåverkan, hälsopåverkan och den samhällsekonomiska kostnaden i genomsnitt är högre för diesel av miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1. För raffinaderiverksamheten, från källa till bränsletank eller Well-to-Tank, var skillnaderna mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 obetydliga i förhållande till variationen mellan olika individuella raffinaderier. Analyserna visar även att skillnaderna i utsläpp, speciellt av partiklar och polycykliska aromatiska kolväten, miljöpåverkan, hälsopåverkan och samhällsekonomisk kostnad mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 minskar allteftersom fordons- och arbetsmaskinsparken förnyas. Speciellt viktigt är andelen fordon och arbetsmaskiner som har utrustats med partikelfilter. Vägfordon, personbilar, lätta lastbilar, tunga lastbilar och bussar, har utsläppskrav som indirekt innebär att de måste utrustas med partikelfilter. Motsvarande krav finns inte för arbetsmaskiner vilka trots allt antas ha en relativt hög andel partikelfilter. Dock förväntas denna andel att minska i och med införandet av nästa utsläppsklass, se Tabell 9. Den samhällsekonomiska kostnadsanalysen är baserad på skillnader i miljö- och hälsopåverkan av att använda diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3. De skillnader som erhålls kan sedan kopplas till eventuell minskning av energiskatten. Det finns även skillnader i utsläppen av koldioxid men detta har vi ansett bör kopplas till drivmedlets koldioxidbeskattning, det vill säga en koldioxidbeskattning som relaterar till bränslets faktiska utsläpp av koldioxid (eller innehåll av kol). Denna skillnad är viktig att ha med i tolkningen av resultaten; det är enbart skillnader i miljö- och hälsopåverkan som har inkluderats i bedömningen av lämplig reducering av energiskatten, skillnader i utsläpp av koldioxid bör hanteras av koldioxidskatten. Vid en bedömning av marknadseffekterna är dock den sammanlagda skatteskillnaden av intresse. Den samhällsekonomiska analysen visar tydligt på geografiska skillnader där kostnaderna i tätbefolkade områden är högre. Kostnaderna för utsläpp som sker i Stockholm uppgick till drygt 11 kr per liter diesel av miljöklass 1 för år 21. Tio år senare, 22, beräknas den kostnaden ha sjunkit till runt 4 kr/liter. Motsvarande kostnader för diesel av miljöklass 3 var drygt 15 kr/liter samt 5 kr/liter för 21 respektive 22. Detta resulterar i en ökad samhällsekonomisk kostnad på över 4 kr/liter för miljöklass 3 år 21. På tio år förväntas denna skillnad minska med nästan 8 procent. Både på landsbygden och nationellt är skillnaderna i samhällsekonomisk kostnad mellan diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3 lägre. Skillnaden på nationell bas uppgick 21 till cirka 71 öre per liter diesel och förväntas sjunka till 19 öre för 22. Detta tyder på att det finns samhällsekonomiskt motiverade skäl att minska skillnaden i energiskatt mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 under tidsperioden 21 till 22 på nationell nivå. Samtidigt finns det av samma orsak skäl att behålla 68

69 en hög andel miljöklass 1 i tätbefolkade områden, exempelvis Stockholm. Att införa en specifik Tätortsdiesel riktad till allmänheten ses som administrativt svårt och kan knappast anses vara en kostnadseffektiv lösning. Utöver ovan nämnda samhällsekonomiska effekter kommer en övergång från miljöklass 1 till miljöklass 3 även leda till att förutsättningarna att nå miljömålen för Frisk luft och Bara naturlig försurning kommer att bli svårare att uppfylla. Införandet av nya utsläppsklasser innebär dock sänkta utsläppsnivåer oavsett bränslets miljöklass. Ett presumtivt scenario som inte har utretts inom detta regeringsuppdrag är effekterna av en differentiering av reduktionen av energiskatten för miljöklass 1 utifrån i vilken bransch, fordons- och arbetsmaskinskategori, dieseln kommer att användas. Resultaten från den samhällsekonomiska analysen kan delas upp på olika kategorier av fordon och arbetsmaskiner, bilaga E. Den samhällsekonomiska merkostnaden baserat på miljö- och hälsopåverkan för miljöklass 3 är relativt låg för personbilar medan den är desto högre för arbetsmaskiner. Detta tyder på att det kan vara relevant att utreda hur ökade emissioner och ökad miljö- och hälsopåverkan från arbetsmaskiner kan minimeras vid en minskad skatteskillnad mellan miljöklass 1 och miljöklass 3. Utöver bedömningen av samhällsekonomiska kostnader har även hälsoeffekter bedömts dels utifrån ett arbetsmiljöperspektiv och dels befolkningsviktad exponering i Stor-Stockholm. Resultaten från studien av arbetsmiljö visade att det förekommer förhållandevis stora skillnader mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 trots att studien är baserad på moderna fordon och maskiner. Antalet cancerfall beräknas öka med fall per 1 exponerade vid användandet av miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1. För en verklig arbetsplats förekommer både äldre och nyare fordon och arbetsmaskiner vilket sannolikt leder till än större skillnader mellan bränslena. För att bedöma hälsoeffekterna för en större del av befolkningen genomfördes en befolkningsviktad exponeringsstudie över Stor-Stockholm motsvarande 1,6 miljoner invånare. Stockholm kan anses representera en relativt högexponerad stadsmiljö. Resultaten visade att antalet förtida dödsfall bedöms öka med mellan 6 och 36 fall per år för 21 vid en övergång från miljöklass 1 till miljöklass 3. Fram till 22 beräknas effekterna minska, som en följd av att äldre fordon ersätts av nya med bättre avgasrening, till mellan 2 och 15 förtida dödsfall. Under samma tidsperiod beräknas antalet ytterligare cancerfall per år vid en övergång från miljöklass 1 till miljöklass 3 minska från drygt 5 fall till under 3 fall. I ovan genomförda analyser har vi antagit att samtliga fordon och arbetsmaskiner använder diesel av antingen miljöklass 1 eller miljöklass 3, det vill säga en marknadsandel av 1 procent. Det har även antagits att all diesel innehåller 7 procent FAME och resten mineralolja. Dock är inte verkligheten riktigt så enkel. Redan idag kan vi se att vissa aktörer levererar diesel av miljöklass 3 till marknaden, åtminstone under några begränsade sommarmånader och att den diesel som 69

70 saluförs kan innehålla upp till mer än 2 procent biokomponent, ofta HVO. Att genomföra detaljerade prognoser av marknadsandelar och framtida inblandningar av biodrivmedel har inte varit möjligt, inte minst på grund av bristen på tillförlitlig statistik över respektive leverantörs marknadsandelar och affärsmodeller. Vidare har analysen baserats på resultaten från emissionsmätningar på en sommarkvalitet av miljöklass 3. För en vinterkvalitet, som kommer att användas under en betydande del av året vid en eventuell övergång till miljöklass 3, är sannolik skillnaderna mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 mindre. Om nuvarande skattereduktion för miljöklass 1 ska ses som ett riktmärke är det först efter 215 som det kan anses samhällsekonomiskt motiverat att minska denna. Två alternativa förändringar av skattereduktionen för miljöklass 1 kan diskutera, En sänkning av skattereduktionen i etapper om några ören per tillfälle. Slopad skattereduktion Alternativ 1 kan motsvara en minskning av skattereduktionen för miljöklass 1 till 35 öre/liter från och med år 215. Detta alternativ möjliggör en gradvis övergång från miljöklass 1 till miljöklass 3, där olika aktörer på den svenska petroleummarknaden kommer att fasa ut miljöklass 1 vid olika tidpunkter. Vid en reduktion av energiskatten för miljöklass 1 på 35 öre/liter jämfört med miljöklass 3 kommer sannolikt en eller flera av de fyra stora leverantörerna av diesel till den svenska marknaden att övergå till miljöklass 3 diesel, åtminstone under sommarmånaderna då tekniska skillnaden mellan miljöklass 3 och miljöklass 1 är som störst. Tillsammans står OK-Q8, St1, Statoil samt Preem för nästan 75 % av antalet försäljningsställen (SPBI, 212). Nästa minskning av skattereduktionen kan vara lämplig runt 218 till 22. Den samhällsekonomiska analysen visar att en samhällsekonomiskt motiverad skattereduktion för miljöklass 1 motsvarar cirka 2 till 25 öre/liter, där den lägre reduktionen motsvarar tidpunkten 22. Om den sammanlagda skillnaden i reduktion av energiskatt och koldioxidskatt är så låg som cirka 2 öre/liter bedömer vi att miljöklass 3 kommer att dominera marknaden av marknadsekonomiska skäl. I linje med principen om regelförenkling vore det rimligare att istället slopa skattereduktionen för miljöklass 1. Alternativ 2 innebär att bibehålla nuvarande reduktion av energiskatten för diesel av miljöklass 1 fram till 218/22, varefter den slopas helt. Detta alternativ resulterar troligen i att nuvarande marknadsandelar av miljöklass 1 respektive miljöklass 3 bibehålls fram till att skattereduktionen för miljöklass 1 slopas. Vid en slopad reduktion av energiskatten för miljöklass 1 antar vi att marknaden helt kommer att domineras av miljöklass 3. Även i detta fall är det viktigt att inkludera den sammanlagda skillnaden i beskattning mellan miljöklass 1 och miljöklass 3. Prognoser över framtiden är svåra, applicerade modeller innehåller osäkerheter i exempelvis kostnads- och effektuppskattningar samt att genomförda emissionsmätningar visar på skillnader som är giltiga för ett visst tillfälle och en viss fordonsindivid. Det enda man med säkerhet vet är att det inte är möjligt att 7

71 förutsäga alla variabler som kan komma att påverka utsläppen i framtiden. Något som sannolikt kan komma att påverka resultaten från analyserna i detta regeringsuppdrag är utsläppen från framtida fordon och värderingen av utsläpp. Den pågående revideringen av EU:s takdirektiv kan inverka på värderingen av utsläpp av kväveoxider som redan idag är satt utifrån en politisk ambition. Eurovinjett samt andra styrmedel och åtgärder kan påverka de faktiska utsläppen. Ett ökat utbud av biokomponenter, inte minst HVO, i diesel samt eventuella resultat från utredningen om fossiloberoende fordonsflotta kan påverka utfallet från analysen som genomförts i detta regeringsuppdrag. Åtgärder som påverkar utsläppsprestanda på befintlig flotta, exempelvis eftermontering av partikelfilter kan ha mycket stor effekt på framförallt hälsopåverkan från dieselavgaser. I regeringsuppdraget har vi även förutsatt att utsläppen från tunga fordon som uppfyller Euro VI kommer att vara på den låga nivå som förväntas av det satta gränsvärdet. För tidigare utsläppsklasser har denna typ av antaganden visat sig vara felaktiga, speciellt för fordon i stadstrafik. Fordons- och arbetsmaskinparkens omsättningstakt och trafikarbete/arbetstid är kraftigt beroende av konjunkturen. Då den genomförda analysen tyder på att det först efter 215 kan anses vara samhällsekonomiskt motiverat att minska på skillnaden i skatt mellan diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3 kan det vara lämpligt att genomföra en ny utredning efter 215. Speciellt viktigt är det säkerställa att tunga fordon som uppfyller Euro VI och arbetsmaskiner som uppfyller Steg IV når de låga utsläppsnivåer som förväntas. En sådan bedömning kräver med största sannolikhet att nya emissionsmätningar av både reglerade och oreglerade utsläpp, främst utsläpp av polycykliska aromatiska kolväten genomförs. Rekommendation Utifrån genomförd samhällsekonomisk analys och bedömning av hälsoeffekter rekommenderar vi följande förändring av reduktionen av energiskatten för diesel av miljöklass 1: Skillnader i utsläpp av koldioxid bör reflekteras i koldioxidskatten Skillnader i utsläpp av miljö- och hälsopåverkande ämnen bör reflekteras i energiskatten Reduktionen av energiskatten för miljöklass 1 bör uppgå till 35 öre/liter från och med 215. Att under 215 genomföra kompletterande mätningar huruvida tunga fordon som uppfyller Euro VI och arbetsmaskiner som uppfyller Steg IV når de låga utsläppsnivåer som förväntas Att reduktionen i energiskatt minskas till 2 öre/liter under tidsperioden 218 till 22 under förutsättning att bedömningen ovan stöder detta. Om den totala skattedifferensen mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 inte uppgår till mer än 2 öre/liter är det relevant att helt slopa skattereduktionen för miljöklass 1 utifrån principen om regelförenkling 71

72 Referenser Ahlvik, P., Eriksson, L Well to tank assessment diesel fuel MK1 and EN 59. Report no 12757, rev 2. Ecotraffic Almén, J Comparison of the Fuel Impact on Exhaust Emission Using Swedish Environmental Class 1 and European EN 59 diesel. Test report Project number 184. AVL MTC Arvidsson, H., Frisk, S Emission measurement on two diesel engines of NRMM type (one with EGR +DPF, one with SCR) with two types of diesel fuel (MK1 and MK3). Report for the Swedish Transport Administration ref. TRV 211/51723A SMP project: PX 112, SMP Svensk maskinprovning AB Bergvall, C., Westerholm, R. 29. Determination of highly carcinogenic dibenzopyrene isomers in particulate emissions from two diesel- and two gasolinefuelled light-duty vehicles. Atmospheric Environment 43, 29, doi:1.116/j.atmosenv Bil Sweden Nyregistreringsstatistik från BIL Sweden 1997 till 211. Hämtat från Boström C-E., Gerde P., Hanberg A., Jernström B., Johansson C., Kyrklund T., Rannug A., Törnqvist M., Victorin K. och Westerholm R. 22. Cancer risk assessment, indicators and guidelines for polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) in the ambient air. Environmental Health & Perspectives, Vol. 11, Supplement 3, pp Danielsson, D. och Erlandsson, L. 21a. Comparing exhaust emissions from heavy duty diesel engines using EN 59 vs. Mk1 diesel fuel. A report for the Swedish Transport administration, AVL MTC 15 Danielsson, D. och Erlandsson, L. 21b. Comparing exhaust emissions from heavy duty diesel engines using EN 59 vs. Mk1 diesel fuel Appendix 1 to 12 in Comparison of the Fuel Impact on Exhaust Emission Using Swedish Environmental Class1 and European EN 59 diesel literature study. A report for the Swedish Transport administration, AVL MTC 15 Elst, D., Gense, N., Vermeulen, R., och Steven, H. 26. Assessment and reliability of transport emission models and inventory systems (ARTEMIS), WP5 Final report, ARTEMIS project deliverable D5. TNO-Automotive, Delft, The Netherlands Eriksson, L Literature study diesel fuel MK1 and EN59. Report no Ecotraffic Eriksson, L., Ahlvik P. och Köhler, F Emission measurement on one (1) passenger cars of M1 type diesel, Euro 5 with two (2) type of diesel fuel (MK1 and MK3). Report no Ecotraffic EU Council directive of 3 December 1987 on the approximation of the laws of the Member States relating to the measures to be taken against the emission of 72

73 gaseous and particulate pollutants from compression ignition engines for use in vehicles, and the emission of gaseous pollutants from positive ignition engines fuelled with natural gas or liquefied petroleum gas for use in vehicles. Directive 88/77/EEC. Official Journal 1988L77. EU Council directive 93/59/EEC of 28 June 1993 amending Directive 7/22/EEC on the approximation of the laws of the Member States relating to measures to be taken against air pollution by emissions from motor vehicles. Official Journal of the European Communities L 186. EU Directive 96/69/EC of the European Parliament and of the Council of 8 October 1996 amending Directive 7/22/EEC on the approximation of the laws of the Member States relating to measures to be taken against air pollution by emissions from motor vehicles. Official Journal of the European Communities L 282. EU Directive 97/68/EC of the European Parliament and of the Council of 16 December 1997 on the approximation of the laws of the Member States relating to measures against the emission of gaseous and particulate pollutants from internal combustion engines to be installed in non-road mobile machinery. Official Journal of the European Communities L 59. EU Council Directive 96/96/EC of 2 December 1996 on the approximation of the laws of the Member States relating to roadworthiness tests for motor vehicles and their trailers. Official Journal of the European Communities L 46. EU. 2. Directive 2/25/EC of the European Parliament and of the Council of 22 May 2 on action to be taken against the emission of gaseous and particulate pollutants by engines intended to power agricultural or forestry tractors and amending Council Directive 74/15/EEC. Official Journal of the European Communities L 173. EU. 23a. Commission Directive 23/76/EC of 11 August 23 amending Council Directive 7/22/EEC relating to measures to be taken against air pollution by emissions from motor vehicles. Official Journal of the European Communities L 26. EU. 23b. EUROPAPARLAMENTETS OCH RÅDETS DIREKTIV 23/87/EG av den 13 oktober 23 om ett system för handel med utsläppsrätter för växthusgaser inom gemenskapen och om ändring av rådets direktiv 96/61/EG. Europeiska unionens officiella tidning L275 EU. 25a. European Commission, Clean Air For Europe (CAFE) Programme, Estimated health impacts in number of cases for EU25 and by member state, 25, Hämtad från: EU. 25b. Directive 25/55/EC of the European Parliament and of the Council of 28 September 25 on the approximation of the laws of the Member States relating to the measures to be taken against the emission of gaseous and particulate pollutants from compression-ignition engines for use in vehicles, and the emission 73

74 of gaseous pollutants from positive-ignition engines fuelled with natural gas or liquefied petroleum gas for use in vehicles. Official Journal of the European Communities L 275 EU. 25c. Commission Directive 25/78/EC of 14 November 25 implementing Directive 25/55/EC of the European Parliament and of the Council on the approximation of the laws of the Member States relating to the measures to be taken against the emission of gaseous and particulate pollutants from compressionignition engines for use in vehicles, and the emission of gaseous pollutants from positive ignition engines fuelled with natural gas or liquefied petroleum gas for use in vehicles and amending Annexes I, II, III, IV and VI thereto. Official Journal of the European Communities L 313. EU. 27. Regulation (EC) No 715/27 of the European Parliament and of the Council of 2 June 27 on type approval of motor vehicles with respect to emissions from light passenger and commercial vehicles (Euro 5 and Euro 6) and on access to vehicle repair and maintenance information. Official Journal of the European Communities L 171. EU. 28. Commission Regulation (EC) No 692/28 of 18 July 28 implementing and amending Regulation (EC) No 715/27 of the European Parliament and of the Council on type-approval of motor vehicles with respect to emissions from light passenger and commercial vehicles (Euro 5 and Euro 6) and on access to vehicle repair and maintenance information. Official Journal of the European Communities L 199. EU. 29. Regulation (EC) No 595/29 of the European Parliament and of the Council of 18 June 29 on type-approval of motor vehicles and engines with respect to emissions from heavy duty vehicles (Euro VI) and on access to vehicle repair and maintenance information and amending Regulation (EC) No 715/27 and Directive 27/46/EC and repealing Directives 8/1269/EEC, 25/55/EC and 25/78/EC. Official Journal of the European Communities L 188. Hanberg, A., Berglund, M., Stenius, U., 212. Health risk assessment of diesel emissions from vehicles. Report from Institute of Environmental Medicine (IMM), Karolinska Institutet, Stockholm, Sweden. HBEFA HBEFA 3.1, The Handbook of Emission Factors for Road Transport. Developed on behalf of the Environmental Protection Agencies of Germany, Switzerland, Austria, Sweden, Norway and France. Infras IARC. 21. Some Non-heterocyclic Polycyclic Aromatic Hydrocarbons and Some Related Exposures. WHO International Agency for Research on Cancer, Vol 92. IARC International Agency for Research on Cancer: Diesel engine exhaust carcinogenic. IARC Press Release N 213, 12 June 212, WHO JEC JRC, CONCAWE and EUCAR: Well-to-wheels analysis of future automotive fuels and powertrains in the European context. WELL-to-WHEELS Report version 3c, July 211. EUR EN

75 Johansson, C., Burman, L., Hanberg, A., Stenius, U., Berglund, M Swedish MK1 diesel versus European EN 59 diesel - Comparing the impact on emissions and health risks in the metropolitan area of Stockholm. SLB 8:212. Larsen JC, Larsen PB Chemical carcinogens. In: Air Pollution and Health (Hester RE, Harrison RM eds). Cambridge, UK: The Royal Society of Chemistry, Lewné, M., Plato, N., Bellander, T., Aldering, M., Gustavsson, P Occupational exposure to motor exhaust in Stockholm, Sweden-Different grouping strategies using variability in NO2 to create homogenous groups. Int J Hygiene Env Health, 214, Lewné, M., Plato, N., Gustavsson, P. 27. Exposure to particles, elemental carbon and nitrogen dioxide in workers exposed to motor exhaust. Ann Occup Hyg., 51(8): Lindgren. 27. A methodology for estimating annual fuel consumption and emissions from non-road mobile machinery Annual emissions from the non-road mobile machinery sector in Sweden for year 26. Institutionen för biometri och teknik, Rapport miljö, teknik och lantbruk 27:1. Sveriges lantbruksuniversitet. Muller, P Scientific Criteria Document for Multimedia Standards Development Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAH); Part 1: Hazard Identification and Dose-Response Assessment. Ontario, CN: Standard Development Branch, Ontario Ministry of Environment and Energy. Nisbet, ICT., LaGoy, PK Toxic equivalency factors (TEFs) for polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs). Regul Toxicol Pharmacol, 16:29 3. Sandström, T., Cassee, F., Salonen, R., Dybing, E. 25. Recent outcomes in European multicentre projects on ambient particulate air pollution. Toxicology and Applied Pharmacology, Volume 27, Issue 2, 25, doi.org/1.116/j.taap SCB Månatlig bränsle-, gas- och lagerstatistik, Leveranser av dieselbränsle fördelad på miljöklasser, m3. Hämtad från aspx, Sigurdson, T. och Lundberg, P Socioeconomic Analysis Analysis of Emissions from Diesel Fuel of Environmental Tax Class 1 (MK1) and Euro-class Diesel Fuel (EN 59) of Environmental Tax Class 3 (MK3). Report June 212 ÅF Infrastructure AB. Silverman, DT., Samanic, CM., Lubin, JH., Blair, AE., Stewart, PA., Vermeulen, R., Coble, JB., Rothman, N., Schleiff, PL., Travis, WD., Ziegler, RG., Wacholder, S., Attfield, MD The diesel exhaust in miners study: A nested case control study of lung cancer and diesel exhaust J Natl Cancer Inst, 14,

76 SOU Statens offentliga utredningar 1996:184, Betänkandet alternativa drivmedel för bättre klimat, miljö och hälsa. Hämtad från SPBI Statistik över antal försäljningsställen per år från 1968 och framåt. Svenska petroleum- och biodrivmedelsinstitutet. Hämtat från Swedish Standards Institute Svensk standard SS :1991, Dieselbrännolja för snabbgående dieselmotorer. Swedish Standards Institute Swedish Standards Institute. 21. Svensk standard SS-EN 59:29+A1:21, Motorbränslen - Diesel - Krav och provningsmetoder. Swedish Standards Institute Swedish Standards Institute Svensk standard SS :211, Motorbränslen - Dieselbränsle av miljöklass 1 och 2 för snabbgående dieselmotorer - Krav och provningsmetoder. Swedish Standards Institute Svensk författningssamling Bilavgasförordning (1991:1481) Svensk författningssamling. 21. Förordning (21:185) om motorfordons avgasrening Trafikverket Beräkningar från Magnus Lindgren baserat på metodik enligt Lindgren. 27. A methodology for estimating annual fuel consumption and emissions from non-road mobile machinery Annual emissions from the non-road mobile machinery sector in Sweden for year 26. Institutionen för biometri och teknik, Rapport miljö, teknik och lantbruk 27:1. Sveriges lantbruksuniversitet. US EPA/IRIS. 21. Integrated Risk Information System: Toxicological Review of Formaldehyde, Hämtad från: Westerholm, R Personlig kommunikation rörande Fordonsemissionsgruppen. Westerholm, R. och Egebäck, K-E (editorer) Impact of fuels on diesel exhaust emissions, a chemical and biological characterization. Naturvårdsverket, rapport 3968 WHO. 26. Air quality guidelines for particulate matter, ozone, nitrogen dioxide and sulfur dioxide. Global update 25. WHO Geneva, 26. Vägverket. 28. Swedish in-service testing programme 27 on emissions heavy duty trucks. Publication 28:122. Vägverket. 28b. Vägtransportsektorn, Sektorsredovisning 27. Publikation 28:27. Vägverket. 29. Vägtransportsektorn, Sektorsredovisning 28. Publikation 29:13. 76

77 Bilaga A Fordonsparkens sammansättning Utsläpp från personbilar Utsläpp av koldioxid [ton] Bränsleförbrukning [ton] Euro 6 Euro 5 Euro 4 Euro 3 Euro 2 Euro 1 Pre Euro Utsläpp av partiklar[ton] Utsläpp av kolmonoxid [ton] Euro 6 Euro 5 Euro 4 Euro 3 Euro 2 Euro 1 Pre Euro Utsläpp av kolväte [ton] Utsläpp av kväveoxider [ton] Euro 6 Euro 5 Euro 4 Euro 3 Euro 2 Euro 1 Pre Euro

78 Utsläpp från lätta lastbilar Utsläpp av koldioxid [ton] Bränsleförbrukning [ton] Euro 6 Euro 5 Euro 4 Euro 3 Euro 2 Euro 1 Pre Euro Utsläpp av partiklar[ton] Utsläpp av kolmonoxid [ton] Euro 6 Euro 5 Euro 4 Euro 3 Euro 2 Euro 1 Pre Euro 4 5 Utsläpp av kolväte [ton] Utsläpp av kväveoxider [ton] Euro 6 Euro 5 Euro 4 Euro 3 Euro 2 Euro 1 Pre Euro 78

79 Utsläpp från tunga lastbilar Utsläpp av koldioxid [ton] Bränsleförbrukning [ton] Euro VI Euro V Euro IV Euro III Euro II Euro I Pre Euro Utsläpp av partiklar[ton] Utsläpp av kolmonoxid [ton] Euro VI Euro V Euro IV Euro III Euro II Euro I Pre Euro Utsläpp av kolväte [ton] Utsläpp av kväveoxider [ton] Euro VI Euro V Euro IV Euro III Euro II Euro I Pre Euro

80 Utsläpp från långfärdsbussar Utsläpp av koldioxid [ton] Bränsleförbrukning [ton] Euro VI Euro V Euro IV Euro III Euro II Euro I Pre Euro Utsläpp av partiklar[ton] Utsläpp av kolmonoxid [ton] Euro VI Euro V Euro IV Euro III Euro II Euro I Pre Euro Utsläpp av kolväte [ton] Utsläpp av kväveoxider [ton] Euro VI Euro V Euro IV Euro III Euro II Euro I Pre Euro 8

81 Utsläpp från stadsbussar Utsläpp av koldioxid [ton] Bränsleförbrukning [ton] Euro VI Euro V Euro IV Euro III Euro II Euro I Pre Euro Utsläpp av partiklar[ton] Utsläpp av kolmonoxid [ton] Euro VI Euro V Euro IV Euro III Euro II Euro I Pre Euro Utsläpp av kolväte [ton] Utsläpp av kväveoxider [ton] Euro VI Euro V Euro IV Euro III Euro II Euro I Pre Euro 81

82 Utsläpp från arbetsmaskiner inom lantbruksverksamhet Utsläpp av koldioxid, ton/år Bränsleförbrukning, ton/år Steg IV Steg IIIB Steg IIIA Steg II Steg I Steg Utsläpp av partiklar, ton/år Utsläpp av kolmonoxid, ton/år Steg IV Steg IIIB Steg IIIA Steg II Steg I Steg Utsläpp av kolväte, ton/år Utsläpp av kväveoxid, ton/år Steg IV Steg IIIB Steg IIIA Steg II Steg I Steg

83 Utsläpp från arbetsmaskiner inom skogsbruksverksamhet Utsläpp av koldioxid, ton/år Bränsleförbrukning, ton/år Steg IV Steg IIIB Steg IIIA Steg II Steg I Steg Utsläpp av partiklar, ton/år Utsläpp av kolmonoxid, ton/år Steg IV Steg IIIB Steg IIIA Steg II Steg I Steg Utsläpp av kolväte, ton/år Utsläpp av kväveoxid, ton/år Steg IV Steg IIIB Steg IIIA Steg II Steg I Steg

84 Utsläpp från arbetsmaskiner inom entreprenadverksamhet Utsläpp av koldioxid, ton/år Bränsleförbrukning, ton/år Steg IV Steg IIIB Steg IIIA Steg II Steg I Steg Utsläpp av partiklar, ton/år Utsläpp av kolmonoxid, ton/år Steg IV Steg IIIB Steg IIIA Steg II Steg I Steg Utsläpp av kolväte, ton/år Utsläpp av kväveoxid, ton/år Steg IV Steg IIIB Steg IIIA Steg II Steg I Steg

85 Bilaga B Bränsleanalys Bränsleanalys av miljöklass 1 diesel 85

86 Bränsleanalys av miljöklass 3 diesel 86