Miljökostnader för sjöfartens avgasutsläpp

Efter den 1 juli 2011 ansvarar Havs- och vattenmyndigheten för denna publikation. Telefon 010-698 60 00 publikationer@havochvatten.se www.havochvatten.se/publikationer Miljökostnader för sjöfartens avgasutsläpp Ekonomiska konsekvenser rapport 6374 juni 2010

Miljökostnader för sjöfartens avgasutsläpp ekonomiska konsekvenser Författare: Joakim Johansson, Johanna Farelius, Charlotta Höök WSP Analys & Strategi NATURVÅRDSVERKET

Beställningar Ordertel: 08-505 933 40 Orderfax: 08-505 933 99 E-post: natur@cm.se Postadress: CM Gruppen AB, Box 110 93, 161 11 Bromma Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln Naturvårdsverket Tel 08-698 10 00, fax 08-20 29 25 E-post: registrator@naturvardsverket.se Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm Internet: www.naturvardsverket.se ISBN 978-91-620-6374-0.pdf ISSN 0282-7298 Naturvårdsverket 2010 Elektronisk publikation Omslagsbild: Per Andersson, Naturvårdsverket

Förord Sjöfarten ger upphov till stora utsläpp av luftföroreningar som påverkar förutsättningarna att klara flera av Sveriges miljömål. Partiklar, svavel- och kväveoxider påverkar människors hälsa, bidrar till försurning och övergödning av både land och vatten. Utsläppen av koldioxid bidrar till växthuseffekten. I den här rapporten beräknas de samhällsekonomiska kostnader som sjöfartens avgasutsläpp bedöms ge upphov till. Översiktligt redovisas olika åtgärder som kan minska utsläppen, dess kostnader och hur mycket fraktkostnaderna skulle öka om sjöfarten skulle bära de samhälliga kostnaderna för avgasutsläppen. Rapporten är framtagen av Joakim Johansson (projektledare), Johanna Farelius, Charlotta Höök WSP analys och strategi. Författarna svarar för rapportens innehåll och slutsatser. Per Andersson (NV) har varit uppdragsansvarig. Gunnel Bångman (Trafikanalys) och Thomas Ljungström (Sjöfartsverket), Maria Ullerstam (NV) och Mats Björsell (NV) har lämnat synpunkter under arbetets gång. Tidigare har två utredningar tagits fram på uppdrag av Naturvårdsverket som belyser styrmedel för att minska sjöfartens utsläpp. Miljödifferentiering av det svenska sjöfartsstödet (maj 2007), NV 5706 och Konsekvensanalys av emissionskrav på passagerarfartyg (juni 2007), NV 5735. Stockholm i juni 2010 Naturvårdsverket 3

Innehåll FÖRORD 3 1 SAMMANFATTNING 5 SUMMARY 15 2 INLEDNING 23 2.1 Bakgrund 23 2.2 Syfte 23 2.3 Genomförande 24 3 SJÖFART I SVENSKT NÄROMRÅDE 25 3.1 Fartyg och sjötransporter i EU 25 3.2 Tidigare emissions- och skadekostnads beräkningar 26 3.3 Kriterier för att välja typfartyg 30 3.4 Val av typfartyg 33 4 SKADEKOSTNAD PER KG UTSLÄPP AV OLIKA LUFTFÖRORENINGAR 36 4.1 Inledning 36 4.2 ASEK 36 4.3 CAFE och alternativa källor 38 4.4 Sammanställning 39 5 SKADEKOSTNADEN AV LUFTFÖRORENINGAR FRÅN DAGENS SJÖFART 41 5.1 Emissionsfaktorer för typfartyg 41 5.2 Skadekostnad för typfartyg 43 5.3 Skadekostnad med alternativa värderingar 45 6 PÅVERKAN PÅ TRANSPORTKOSTNADER AV INTERNALISERING 48 6.1 Svårigheter att beräkna internaliseringsgrad 48 6.2 Internaliseringsgrad för dagens sjöfart 51 6.3 Påverkan på transportkostnader 55 7 KOSTNADSEFFEKTIVA ÅTGÄRDER FÖR ATT BEGRÄNSA UTSLÄPPEN 58 7.1 Utgångspunkter 58 7.2 Åtgärder för att reducera NOx-utsläppen 59 7.3 Åtgärder för att reducera SO 2 -utsläppen 63 7.4 Åtgärder för att reducera CO 2 -utsläppen 75 7.5 Transportkostnad efter vidtagna åtgärder 77 8 REFERENSER 80 BILAGA 1. EMISSIONSFAKTORER OCH SKADEKOSTNADER 82

1 Sammanfattning Bakgrund och syfte En viktig hörnsten i den svenska transportpolitiken är att ett samhällsekonomiskt synsätt ska tillämpas när ekonomiska styrmedel utformas. Innebörden är bl.a. att en så fullständig internalisering som möjligt av samhällsekonomiska marginalkostnader ska utgöra den övergripande inriktningen för transportsektorns kostnadsansvar. Tidigare utredningar har visat att den tunga sjöfarten i hög utsträckning bär sina marginalkostnader inom svenskt territorialvatten via bl.a. de differentierade farledsavgifterna. Däremot bär inte sjöfarten sina marginalkostnader, om ett vidare geografiskt område beaktas, där ofta den största delen av färden företas. Syftet med denna utredning är att bl.a. belysa hur mycket sjöfartens transportkostnader skulle öka om ekonomiska styrmedel infördes som innebär att sjöfarten bär marginalkostnaderna från dagens avgasutsläpp. Utredningen har avgränsats till att fokusera på avgasutsläppens skadeverkan på människors hälsa och miljö inom svenskt närområde. I genomförandet har följande beräkningar (bedömningar) varit centrala: 1. Skadekostnad av luftföroreningar från dagens sjöfart 2. Påverkan på transportkostnaderna om skadekostnaden internaliseras 3. Påverkan på transportkostnaderna om kostnadseffektiva åtgärder vidtas för att begränsa skadekostnaden Val av typfartyg Som källa för urval av typfartyg har vi i utgått ifrån de typfartyg och de faktaunderlag och beräkningar för dessa som sammanställts i LIPASTO, vilket är ett kalkylsystem för utsläpp och emissionsberäkningar i Finland. Systemet har utvecklats av Technical Research Centre of Finland (VTT). I tabellen nedan redovisas de typfartyg och fakta kring dessa som beräkningarna baseras på. Typfartyg som valts att användas i beräkningarna Effekt huvudmotor (kw) Bränsleförbr. (kg/ fartygskm) Bränsleförbrukning (g/tonkm) Typfartyg Brutto.- dräkt. Last (ton) Container (10 000 BT) 10 000 13 000 4 505 58,7 13.0 Container (140 000 BT) 140 000 80 000 77 616 372,6 4.8 RoRo (18 000 BT) 18 000 15 000 1 428 59,8 41.9 Färja (43 000 BT) 43 000 27 000 571 112,9 39.5 Bulk (10 000 BT) 10 000 6 000 8 400 41,2 4.9 Bulk (20 000 BT) 20 000 9 000 16 000 52,7 3.3 General cargo (3 000 BT) 3 000 2 000 1 800 14,8 8.2 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 64 000 20 000 50 000 101,7 2.0 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 64 000 20 000 50 000 79,7 1.6 5

Skadekostnad av luftföroreningar från dagens sjöfart För att beräkna skadekostnaderna av luftföroreningar från de valda typfartygen behöver uppgifter om emissionsfaktorer dvs. om emissioner av olika föroreningar per kg förbrukat bränsle fastställas för var och ett av dessa fartyg. De emissionsfaktorer som tillämpats i beräkningarna har hämtats från sammanställningen i LIPASTO (se ovan). I dessa antas t.ex. färjorna drivas med mer lågsvavligt bränsle och ha långtgående rening (SCR-teknik) än övriga fartygstyper. Det innebär att färjorna antas ha betydligt lägre emissioner (per kg förbrukat bränsle) av såväl SO 2 som NOx än vad övriga fartygstyper antas ha. För att beräkna skadekostnaderna av emissionerna från respektive typfartyg behöver dessutom antaganden kring skadekostnaden per kg utsläpp av olika luftföroreningar göras. I beräkningarna har vi valt att i första hand utgå ifrån de kalkylvärden som tagits fram nationellt (ASEK). Som alternativ har känslighetsanalyser gjorts för alternativa kalkylvärden (ett högalternativ och ett lågalternativ). De kalkylvärden som beräkningarna baseras på är: Kalkylvärden som används i beräkningarna (prisnivå 2009), kr per kg utsläpp Förorening ASEK LÅG HÖG Nox 79.1 26.8 (CAFE, låg) 1 79.1 (ASEK) PM 0 0 (ASEK) 360 (CAFE, hög) SO 2 26.4 26.4 (ASEK) 113 (CAFE, hög) CO 2 1.6 0.63 (Stern, låg) 3.7 (ASEK, hög) Med ovannämnda antaganden om emissionsfaktorer och skadekostnader per kg utsläpp har följande beräkningar av skadekostnader från typfartygen gjorts. 1 I CAFE-rapporten redovisas skadekostnadsberäkningar för PM2,5, SO2, VOC, NH3 och NOx. Eftersom skadekostnaderna kan variera beroende på var utsläppen sker, har separata värden tagits fram för 25 europeiska länder och fyra hav, däribland Nordsjön och Östersjön. I beräkningarna har vi valt att utgå ifrån värdena för Östersjön. Benämningarna CAFE låg och CAFE hög i tabellen har att göra med att det finns osäkerheter i hur skadekostnaderna från respektive förorening ska beräknas. Att skadekostnader uppstår beror bl.a. på att utsläppen kan leda till negativa hälsoeffekter och skador på jordbruksgrödor (det är dessa effekter som inkluderas i CAFE). För varje förorening (och geografiskt område) har fyra separata värden uppskattas, som sammantaget ger ett spann som kan användas i känslighetsanalyser. De lägre värdena inkluderar t.ex. färre negativa hälsoeffekter än de högre; vad gäller utsläppen av partiklar inkluderas t.ex. inte några effekter på astma i det lägre värdet. Dessutom har olika utgångspunkter tillämpats för att värdera ökad mortalitetsrisk; vissa värden baseras på VOLY (value of a life year) och andra på VSL (value of statistical life). 6

Beräknad skadekostnad: Kr per kg förbrukat bränsle Fartygstyp ASEK Låg Hög Container (140 000 BT) 11.22 4.38 19.85 Container (10 000 BT) 11.38 4.48 20.31 RoRo (18 000 BT) 10.83 4.31 19.84 Färja (43 000 BT) 8.28 3.25 16.44 Bulk (10 000 BT) 11.30 4.43 20.08 Bulk (20 000 BT) 11.31 4.44 20.11 General cargo (3 000 BT) 11.35 4.47 20.24 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 11.36 4.47 20.33 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 11.41 4.51 20.44 Som framgår av tabellen har valet av kalkylvärden en mycket stor inverkan på de beräknade skadekostnaderna. Beräkningarna i tabellen avser skadekostnader per kg förbrukat bränsle. Liknande beräkningar har gjorts av skadekostnader per kwh, fartygskm och tonkm. Påverkan på transportkostnader om skadekostnaderna internaliseras Utgångspunkten för denna del av utredningen är att visa hur transportkostnaden för respektive typfartyg skulle påverkas om sjöfarten tvingades bära hela den marginella skadekostnaden för utsläpp till luft, dvs. hur transportkostnaderna skulle påverkas som resultat av en fullständig internalisering av de externa emissionskostnaderna. För att möjliggöra beräkningar av detta slag är det bl.a. nödvändigt att känna till den nuvarande internaliseringsgraden för respektive typfartyg. Således är det nödvändigt att kartlägga samtliga skatter, avgifter eller subventioner som påverkar sjöfartens kostnader och som på ett eller annat sätt kan anses vara kopplade till sjöfartens emissioner av olika föroreningar. Det har inte funnits utrymme att inom ramen för utredningen att genomföra några heltäckande kartläggningar av detta slag. Beräkningarna i denna del av utredningen är därför översiktliga och ska endast betraktas som räkneexempel. En principiellt avgörande fråga är vilka avgifter, skatter eller subventioner som ska beaktas i beräkningen av internaliseringsgrad. När det gäller utsläppen av NOx och SO 2 har vi i beräkningarna gjort förenklade antaganden genom att endast ta hänsyn till farledsavgiften och endast till miljödifferentieringen i denna avgift. Vi har således t.ex. inte tagit hänsyn till att hamnavgiften kan vara beroende av fartygens emissioner av NOx och SO 2. Internaliseringsgraden definieras därmed som den del av den totala farledsavgiften som rederierna betalar till följd av NOx- och SO 2 -utsläppen, som andel av den totala skadekostnaden för samtliga utsläpp inkl. CO 2 och PM2,5. Med dessa avgränsningar uppgår den beräknade internaliseringsgraden till 0,1-2,3 procent för typfartygen. Att internaliseringsgraden varierar mellan fartygen beror bl.a. på att det finns ett maximibelopp för farledsavgiften, som gör att den beräknade internaliseringsgraden blir relativt låg för de riktigt stora fartygen, 7

speciellt om dessa samtidigt ger höga skadekostnader pga. att de använder högsvavliga bränslen och inte har installerat SCR-teknik (katalysator). I samtliga är det enligt beräkningarna emellertid fråga om en relativt låg internaliseringsgrad. D.v.s. om hänsyn endast tas till den miljödifferentierade delen av farledsavgiften så betalar sjöfarten endast en mycket liten del (max 2,3 %) av de skadekostnader som sjöfarten ger upphov till genom emissioner av olika föroreningar till luft. Om internaliseringsgraden i utgångsläget är låg måste relativt höga kostnader påföras sjöfarten för att uppnå full marginalkostnadstäckning. Enligt beräkningarna måste följande kostnader påföras sjöfarten. Tillkommande kostnad för full marginalkostnadstäckning (ASEK) Fartygstyp kr/km kr/tonkm kr/rutt Container (140 000 BT) 4 168 0.054 125 043 358 Container (10 000 BT) 665 0.148 2 660 235 RoRo (18 000 BT) 642 0.450 1 668 948 Färja (43 000 BT) 915 0.320 731 885 Bulk (10 000 BT) 460 0.055 459 942 Bulk (20 000 BT) 586 0.037 703 548 General cargo (3 000 BT) 167 0.093 533 298 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 1 131 0.023 565 526 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 889 0.018 3 557 061 För att få grepp om storleksordningen på dessa kostnader redovisas i tabellen nedan beräkningar av ursprungliga bränslekostnader för respektive typfartyg. Beräknad bränslekostnad för respektive fartygstyp Typfartyg kr/km kr/tonkm kr/rutt Container (140 000 BT) 1 302 0.017 39 058 921 Container (10 000 BT) 205 0.046 821 380 RoRo (18 000 BT) 209 0.147 544 581 Färja (43 000 BT) 474 0.166 379 201 Bulk (10 000 BT) 144 0.017 144 048 Bulk (20 000 BT) 184 0.012 221 357 General cargo (3 000 BT) 52 0.029 165 992 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 356 0.007 177 992 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 279 0.006 1 116 103 För typfärjan är t.ex. den beräknade bränslekostnaden ca 379 200 kr/rutt. För full marginalkostnadstäckning saknas ca 731 900 kr/rutt. Om vi t.ex. antar att kostnadstäckningen ska ske genom ökade bränslekostnader, behöver alltså bränslepriset öka med närmare 200 procent för typfärjan, dvs. bränslepriset behöver bli närmare tre gånger så högt. För övriga fartygstyper är ökningen drygt 300 procent (dvs. fyra ggr. så högt bränslepris). 8

Påverkan på transportkostnader om kostnadseffektiva reningsåtgärder vidtas för att begränsa utsläppen I denna del av utredningen har konsekvenserna av att vidta kostnadseffektiva utsläppsreducerande åtgärder analyserats. Beräkningar har gjorts för följande åtgärder: 1. Installation av SCR-teknink på alla fartyg (huvudsyfte att reducera NOx) 2. Övergång till lågsvavligt bränsle i alla fartyg (huvudsyfte att reducera SO 2 ) 3. CO 2 -prissättning (huvudsyfte att reducera CO 2 ) Installation av SCR-teknik leder framförallt till att utsläppen av NOx reduceras. Den samhällsekonomiska nyttan av dessa utsläppsreduktioner har beräknats genom att tillämpa ASEK:s kalkylvärde för NOx. De beräkningar som gjorts av den samhällsekonomiska nyttan och den samhällsekonomiska kostnaden för installation och drift av SCR-teknik i alla fartyg redovisas i tabellen nedan. Beräkningar av NOx-utsläpp och samhällsekonomisk nytta vid installation av SCR för valda typfartyg Utsläpp Nytta/Kostnad Fartygstyp Ursprungliga utsläpp av Nox, g/kwh av Nox med SCR, g/kwh Beräknad minskning per år, ton SE nytta, milj kr Container (140 000 BT) 6.47 0.32 7 094 560.9 29.1 Container (10 000 BT) 6.57 0.33 863 68.2 24.3 RoRo (18 000 BT) 5.93 0.30 752 59.5 21.0 Färja (43 000 BT) 3.37 0.34 764 60.4 24.6 Bulk (10 000 BT) 6.52 0.33 411 32.5 21.1 Bulk (20 000 BT) 6.53 0.33 527 41.6 21.7 General cargo (3 000 BT) 6.56 0.33 137 10.9 13.9 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 6.56 0.33 841 66.5 21.8 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 6.59 0.33 787 62.2 21.2 I genomsnitt överstiger nyttan kostnaden med en faktor 24. Investeringar i SCRteknik är således en mycket kostnadseffektiv åtgärd för samhället. När det gäller möjliga åtgärder för att reducera SO 2 -utsläppen har beräkningar genomförts som visar konsekvenserna av att samtliga fartyg övergår till bränsle med max 0,1 procent svavelinnehåll, dvs. Marine Gas Oil, MGO. Antagandet är att i ursprungsläget drivs färjorna av bränsle med 0,5 procent svavelinnehåll (Marine Diesel Oil, MDO) och övriga fartyg av bränsle med 1,0 procent svavelinnehåll (LS180). Övergången till MGO antas leda till att priset på MGO stiger i förhållande till priset på LS180 och MDO. Priset på LS180 antas idag ligga på 3,5 kr/kg och MDO på 4,2 kr/kg. Efter övergången till MGO antas priserna på LS180 och MDO vara oförändrade medan priset på MGO antas öka från dagens 4,55 till 5,5 kr/kg. För färjorna innebär således övergången från MDO till MGO till ökade bränslekostnader motsvarande 1,3 kr/kg. För övriga fartyg innebär övergången från LS180 till MGO till ökade bränslekostnader motsvarande 2,0 kr/kg. 9

De beräknade konsekvenserna av övergången till MGO i alla fartyg redovisas nedan. Effekt på bränsleförbrukning och SO 2 -utsläpp av byte till MGO Fartygstyp Utsläpp av SO 2 före, g/kg bränsle Utsläpp efter byte, g/kg bränsle Bränsleförbr före, kg/km Bränsleförbr efter, kg/km Utsläpp före, kg/km Utsläpp efter, kg/km Container (140 000 BT) 15.63 1.56 372.0 320.3 5.82 0.50 Container (10 000 BT) 18.38 1.84 58.7 50.5 1.08 0.09 RoRo (18 000 BT) 19.08 1.91 59.8 51.5 1.14 0.10 Färja (43 000 BT) 7.90 1.68 112.7 102.1 0.89 0.17 Bulk (10 000 BT) 17.01 1.70 41.1 35.4 0.70 0.06 Bulk (20 000 BT) 17.19 1.72 52.7 45.3 0.91 0.08 General cargo (3 000 BT) 17.96 1.80 14.8 12.8 0.27 0.02 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 18.13 1.81 101.7 87.6 1.84 0.16 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 19.05 1.91 79.7 68.6 1.52 0.13 Utsläppen av SO 2 per fartygskm reduceras av två skäl. Det ena är att övergången till lågsvavligt bränsle direkt leder till att utsläppen av SO 2 -reduceras. Det andra skälet är att den bränslekostnadsökning som övergången innebär för rederierna, gör att rederierna bl.a. kommer att välja att reducera hastigheten på sina fartyg för att därmed reducera bränsleförbrukningen. Den lägre bränsleförbrukningen innebär att utsläppen (per fartygskm) av såväl SO 2 som CO 2, NOx och PM2,5 reduceras ytterligare. Övergången till lågsvavligt bränsle leder alltså till att luftföroreningarna minskar, vilket är en samhällsekonomisk nytta. Övergången innebär också att kostnader uppstår för rederierna. Dels ökar den totala bränslekostnaden (även om ökningen mildras genom anpassad hastighet), dels uppstår en tidsrelaterad anpassningskostnad pga. hastighetssänkningen. De beräkningar som gjorts av den samhällsekonomiska nyttan och den samhällsekonomiska kostnaden av att samtliga fartyg övergår till MGO redovisas nedan: 10

Beräknad nytta (ASEK) och kostnad av byte till MGO i alla fartygstyper Nytta av minskade emissioner, kr/km Kostnader (kr/km) Fartygstyp NOx PM2,5 SO 2 CO 2 TOT Bränsle Anpassn Tot N/K Container (140 000 BT) 14.8 0 140 261 416 459 233 692 0.60 Container (10 000 BT) 2.4 0 26 41 69 72 37 109 0.64 RoRo (18 000 BT) 2.2 0 28 42 72 74 37 111 0.64 Färja (43 000 BT) 3.1 0 19 53 75 88 51 140 0.54 Bulk (10 000 BT) 1.6 0 17 29 47 51 26 77 0.62 Bulk (20 000 BT) 2.1 0 22 37 61 65 33 98 0.62 General cargo (3 000 BT) 0.6 0 6 10 17 18 9 28 0.63 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 4.1 0 44 71 120 126 64 189 0.63 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 3.2 0 37 56 96 98 50 148 0.65 Enligt beräkningarna är det, från en samhällsekonomisk utgångspunkt, inte kostnadseffektivt att övergå till MGO. Under antagande om att SCR-teknik redan har installerats på alla fartyg blir den beräknade nyttan av övergången mellan 54-65 procent av den beräknade kostnaden. Om övergången däremot görs innan SCR installerats blir nyttan ungefär lika stor som kostnaden. Beräkningarna baseras emellertid på osäkra antaganden kring dels prisdifferensen mellan olika bränslen (vilket påverkar den beräknade kostnaden), dels värderingen av utsläppsminskningarna. Vad gäller värderingen för svavel så kan nämnas att CAFE-värdena ligger 1,4 4 ggr högre för utsläpp på Östersjön än ASEK-värdena (beräkningarna utgår ifrån ASEK), trots att CAFE-värdena enbart beaktar kostnader m.a.p. hälsa och grödor och inte svavlets försurande effekt. Med CAFE-värdena skulle den beräknade nyttan vara ungefär lika stor eller klart överstiga den beräknade kostnaden. Slutsatsen om kostnadsineffektivitet är alltså inte robust mot alternativa värderingsantaganden och om man även tar hänsyn till att partikelutsläppen minskar vid användningen av lågsvavliga bränslen. CO 2 -utsläppen kan reduceras på olika sätt. Ett av dessa är att reducera hastigheten på fartygen och därmed bränsleförbrukningen. Införande av CO 2 -skatt skulle t.ex. leda till höjda bränslepriser och därmed ge rederierna incitament till att reducera bränsleförbrukningen bl.a. genom sänkt hastighet. I det följande redovisas beräkningar av en CO 2 -skatt som tar sin utgångspunkt i ASEK:s skadekostnader om 1,5 kr per kg CO 2 -utsläpp. Det innebär att en bränsleskatt motsvarande 4,8 kr per kg bränsle införs. I beräkningarna antas att rederierna redan har installerat SCR-teknik på fartygen och att de redan har övergått till MGO. Beräkningsresultaten redovisas nedan. 11

Nytta och kostnad av sänkt hastighet pga. CO 2 -prissättning, kr/km Nyttor Fartygstyp NOx SO 2 CO 2 TOT Kostnader Tidsanpassn. Bränsleförbr Bränslepris TOT rederi Container (140 000 BT) 29.1 4.2 514.4 547.7 805.1-561.1 1043.6 1287.6 243.9 2.2 Container (10 000 BT) 4.7 0.8 81.1 86.6 127.0-88.5 164.6 203.1 38.5 2.3 RoRo (18 000 BT) 4.3 0.8 82.7 87.9 129.5-90.3 167.9 207.1 39.2 2.2 Färja (43 000 BT) 9.7 1.4 164.0 175.1 256.7-178.9 332.7 410.5 77.8 2.3 Bulk (10 000 BT) 3.2 0.5 56.9 60.6 89.0-62.0 115.4 142.3 27.0 2.2 Bulk (20 000 BT) 4.2 0.7 72.8 77.6 114.0-79.4 147.7 182.3 34.5 2.2 General cargo (3 000 BT) 1.2 0.2 20.5 21.8 32.1-22.3 41.6 51.3 9.7 2.2 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 8.1 1.3 140.6 150.1 220.1-153.4 285.3 352.0 66.7 2.2 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 6.4 1.1 110.2 117.7 172.5-120.3 223.7 275.9 52.3 2.3 TOT SE N/K Återigen uppstår en tidsrelaterad anpassningskostnad för rederierna. Bränslekostnadsökningen för rederierna är uppdelad i två termer; dels kostnadsökningen pga. de högre bränslepriserna (dvs. CO 2 -skatten), dels kostnadsminskningen pga. sänkt hastighet och reducerad bränsleförbrukning. Kostnadsökningen pga. höjt bränslepris är en kostnad för rederierna, men utgör en monetär transferering från rederierna till staten och utgör således inte någon samhällsekonomisk kostnad. Den totala kostnaden för rederierna är således högre än den samhällsekonomiska kostnaden. Enligt tabellen ovan är den samhällsekonomiska nyttan av CO 2 -prissättning mer än dubbelt så hög som den samhällsekonomiska kostnaden. Nedan redovisas en sammanställning över beräknade skadekostnader innan några utsläppsreducerande åtgärder har vidtagits, kostnader för olika åtgärder (installation av SCR-teknik i alla fartyg, övergång till MGO i alla fartyg samt bränsleprishöjning enligt CO 2 -prissättning) samt skadekostnader efter vidtagna åtgärder. Sammanställningen visar att den samhällsekonomiska nyttan av genomförda åtgärder, dvs. de reducerade skadekostnaderna, totalt sett är större än de kostnader som rederierna betalar för dessa åtgärder, samt att åtgärdskostnaderna för rederierna är större än de samhällsekonomiska åtgärdskostnaderna. Den samhällsekonomiska nyttan av genomförda åtgärder är alltså enligt beräkningarna större än den samhällsekonomiska åtgärdskostnaden. Att åtgärdskostnaderna för rederierna överstiger de samhällsekonomiska kostnaderna beror på att kostnaderna för rederierna inkluderar en CO 2 -skatt (enligt ASEK:s värdering på 1,5 kr per kg CO 2 ); denna skatt är en monetär transferering från rederierna till staten och utgör således ingen samhällsekonomisk kostnad. 12

Ursprunglig skadekostnad, enligt ASEK-värden, kr/km Fartygstyp Nox SO 2 CO 2 Tot Container (140 000 BT) 2125 153 1875 4154 Container (10 000 BT) 340 28 296 664 RoRo (18 000 BT) 313 30 302 645 Färja (43 000 BT) 335 23 568 927 Bulk (10 000 BT) 237 18 207 462 Bulk (20 000 BT) 303 24 265 593 General cargo (3 000 BT) 86 7 75 167 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 589 49 513 1150 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 464 40 402 906 Skadekostnad (enligt ASEK) efter åtgärder, kr/km Skadekostnad efter åtgärder Fartygstyp Nox SO 2 CO 2 Tot Skadekostnad + åtgärdsk. rederier Skadekostnad + SE åtgärdsk Container (140 000 BT) 62 9 1100 1172 3221 2177 Container (10 000 BT) 10 2 174 185 511 346 RoRo (18 000 BT) 9 2 177 188 521 353 Färja (43 000 BT) 21 3 351 375 949 617 Bulk (10 000 BT) 7 1 122 130 359 244 Bulk (20 000 BT) 9 1 156 166 460 312 General cargo (3 000 BT) 3 0 44 47 131 90 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 17 3 301 321 888 603 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 14 2 236 252 697 473 För det stora containerfartyget var t.ex. den ursprungliga skadekostnaden (dvs. innan genomförda åtgärder) 4 154 kr/km. Efter genomförda åtgärder har emissionerna reducerats och skadekostnaden har enligt beräkningarna minskat till 1 172 kr/km. Den samhällsekonomiska nyttan av genomförda åtgärder, dvs. värdet av de minskade skadekostnaderna, uppgår alltså till närmare 3 000 kr/km för det stora containerfartyget. Åtgärdskostnaderna för rederiet uppgår enligt beräkningarna till 2 049 kr/km, medan den samhällsekonomiska åtgärdskostnaden uppgår till 1 005 kr/km. Såväl åtgärdskostnaden för rederiet som den samhällsekonomiska åtgärdskostnaden är alltså lägre än den samhällsekonomiska nyttan av genomförda åtgärder. Det innebär att summan av skadekostnad och åtgärdskostnad (för rederi resp. samhälle) efter genomförda åtgärder är lägre än de ursprungliga skadekostnaderna. Den samhällsekonomiska nyttan av genomförda åtgärder, dvs. värdet av de reducerade skadekostnaderna från emissioner till luft, är enligt beräkningarna större än både de samhällsekonomiska åtgärdskostnaderna och de åtgärdskostnader som rederierna betalar (som i beräkningarna inkluderar en bränsleskatt). Rederierna tvingas alltså betala en kostnad för att dessa samhällsekonomiska nyttor ska uppstå. En intressant fråga är hur stora och betydelsefulla som dessa kostnader för rederierna egentligen är. För att få grepp om storleksordningen på kostnaderna har vi i tabellen nedan relaterat dem till rederiernas ursprungliga bränslekostnader (notera 13

att de totala transportkostnaderna för rederierna inkluderar såväl bränslekostnader som fartygshyror och andra rörliga/fasta transportkostnader). Åtgärdskostnader i jmf med ursprunglig bränslekostnad, kr/km Fartygstyp Bränslekostnad före åtgärder Åtgärdskostnader för rederier Kvot Container (140 000 BT) 1 302 2 049 1.6 Container (10 000 BT) 205 326 1.6 RoRo (18 000 BT) 209 333 1.6 Färja (43 000 BT) 473 575 1.2 Bulk (10 000 BT) 144 230 1.6 Bulk (20 000 BT) 184 294 1.6 General cargo (3 000 BT) 52 85 1.6 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 356 567 1.6 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 279 445 1.6 Sammanställningen i tabellen visar att för huvuddelen av fartygstyperna är de beräknade åtgärdskostnaderna för rederierna ca 60 procent högre än de ursprungliga bränslekostnaderna för rederierna (för färjorna är relationen istället 20 procent). Den huvudsakliga anledning till att åtgärdskostnaderna är så pass höga för rederierna är de bränslekostnadsökningar per kg förbrukat bränsle som följer av en övergång till MGO samt av en CO 2 -prissättning enligt ASEK:s värdering på 1,5 kr per kg CO 2. Övergången till MGO och CO 2 -prissättningn antas leda till att bränslekostnaderna för samtliga fartygstyper förutom färjorna ökar från 3,5 till 10,3 kr/kg förbrukat bränsle. Det innebär att bränslekostnadsökningen på totalt 6,8 kr/kg är nästan dubbelt så stor som det ursprungliga priset. Att åtgärdskostnaderna endast är ca 60 procent högre än det ursprungliga bränslepriset beror på de hastighetsanpassningar som rederierna gör pga. de högre bränslepriserna och de resulterande minskningarna i bränsleförbrukning (kg/km). 14

Summary Background and purpose An important feature of Swedish national transport policy is to base the usage of fees, charges and subsidies on the principle of economic efficiency. The implication is that marginal cost pricing should be applied, internalizing the external costs of transport. Examples of external costs of transport are the damage costs caused by emissions of pollutants to air. These costs could be internalized by imposing fees that equal the marginal external costs. A polluter-pay principle should be applied, implying that the costs to society should be borne (paid) by the ones causing them. Earlier studies indicate that heavy ships (maritime transport) typically bear the marginal costs to society caused by transports carried out in Swedish territorial water by paying differentiated fairway dues. However, these ships typically carry out the majority of their transports outside of Swedish territorial water, implying that the ship owners normally do not pay the full marginal external costs if a wider geographic area is considered. The purpose of this study is to show to what extent the costs of transports would be affected if fees and charges were used to internalize the external costs of emissions of pollutants to air in wider geographic contexts. The study has been carried out by calculating/estimating the following: 1. Damage costs caused by emissions of pollutants to air by current maritime transports to/from Swedish ports. 2. Effects on costs of transports by internalizing the external damage costs 3. Effects on costs of transports by undertaking cost efficient emission reducing measures. Criteria for choosing ships as basis for estimations The ships used as the basis for our calculations are chosen from a list of various ships presented in LIPASTO, which is a Finnish calculation system for emissions. The system has been developed by the Technical Research Centre of Finland (VTT). In the table below facts are presented for each of the ship types used in our calculations. 15

Ship types chosen as basis for calculations and estimates Power, head engine (kw) Fuel consumtion (kg/km) Ship type Gross tonnage (GT). Load (ton) Fuel consumtion (g/tonkm) Container small 10 000 13 000 4 505 58,7 13.0 Container large 140 000 80 000 77 616 372,6 4.8 RoRo 18 000 15 000 1 428 59,8 41.9 Ferry 43 000 27 000 571 112,9 39.5 Bulk small 10 000 6 000 8 400 41,2 4.9 Bulk large 20 000 9 000 16 000 52,7 3.3 General cargo 3 000 2 000 1 800 14,8 8.2 Oil tanker, short voyage 64 000 20 000 50 000 101,7 2.0 Oil tanker, long voyage) 64 000 20 000 50 000 79,7 1.6 Damage costs of emissions to air from current maritime transport In order to estimate the damage costs caused by the pollutants emitted to air by each of the ships listed in above table, emission factors (i.e. emissions of pollutants per kg fuel consumed) need to established. The emission factors assumed in our calculations are based on information listed by LIPASTO (see above). These emission factors take into account the fact that ferries use low-sulfur fuels and have SCR-technique installed (in order to reduce NOx-emissions) more often than other ships. In order to estimate the damage costs for each ship type we also need to establish which damage cost values (i.e. cost per kg pollutant emitted) to use. Our estimates are based on the official national damage cost values used in Sweden (the so called ASEK-values). Sensitivity analyses have also been carried out showing the implications of applying lower as well as higher values. The damage cost values used in our estimates are: Damage cost values, price level 2009, SEK per kg pollutant emitted Pollutant ASEK Low HÖG NOx 79.1 26.8 (CAFE, low) 79.1 (ASEK) PM 0 0 (ASEK) 360 (CAFE, high) SO 2 26.4 26.4 (ASEK) 113 (CAFE, high) CO 2 1.6 0.63 (Stern, low) 3.7 (ASEK, high) Given the above assumptions, the following estimates of damage costs of pollutants to air by each ship type have been made. 16

Estimated damage costs: SEK per kg fuel consumed Ship type ASEK Low High Container small 11.22 4.38 19.85 Container large 11.38 4.48 20.31 RoRo 10.83 4.31 19.84 Ferry 8.28 3.25 16.44 Bulk small 11.30 4.43 20.08 Bulk large 11.31 4.44 20.11 General cargo 11.35 4.47 20.24 Oil tanker, short voyage 11.36 4.47 20.33 Oil tanker, long voyage) 11.41 4.51 20.44 Effects on costs of transport by internalizing the external damage costs of pollutants to air The purpose of this part of the study is to show the effects on the costs of transport by internalizing the external damage costs caused by pollutants emitted to air. First we need to estimate the current degree of internalization. In principle this implies that all fees, charges and subsidies that affect the costs of transports and in one way or another is connected to the mount of pollutants emitted should be analyzed. It has not been in the scope of this study to carry out such an analysis. The estimates should therefore be regarded as uncertain and be interpreted with precaution. To simplify the estimates, only the fairway dues in Sweden and only the differentiated part of these dues (regarding NOx and SO 2 ) have been considered. With this assumption the degree of internalization has been calculated to approximately 0,1-2,3 per cent for the different ship types. That is, when considering only the differentiated part of the fairway dues, a rather small part of the total damage costs caused by the pollutants emitted to air are paid for by the ship owners. It means that full internalization requires that rather large fees or charges be imposed to increase the transport costs, as follows: Costs that need to be imposed on maritime transport in order to achieve full internalization (using ASEK damage values) Ship type SEEK/km SEK/tonkm SEK/route Container large 4 168 0.054 125 043 358 Container small 665 0.148 2 660 235 RoRo 642 0.450 1 668 948 Ferry 915 0.320 731 885 Bulk small 460 0.055 459 942 Bulk large 586 0.037 703 548 General cargo 167 0.093 533 298 Oil tanker, short voyage 1 131 0.023 565 526 Oil tanker, long voyage) 889 0.018 3 557 061 17

These costs needed to be imposed on maritime transport in order to achieve full internalization are about twice as high as current fuel cots for ferries and about three times as high as current fuel costs for the other ship types. Effects on costs of transports by undertaking cost efficient emission reducing measures. In this part of the study the effects on the costs of transports by undertaking cost efficient emission reducing measures are analyzed. Estimates have been carried out for the following measures: 1. Installation of SCR-technique on all ships (purpose to reduce NOx) 2. Shift to low-sulfur fuels in all hip (purpose to reduce SO 2 ) 3. Marginal cost pricing with respect to CO 2 Installation of SCR-technique will lead to reductions in emissions of NOx. The benefits to society of these emission reductions have been estimated using the ASEK damage values. The estimates of costs and benefits to society of installation of SCR-technique in all ships are shown below. Estimations of NOx emission reductions, benefits and costs to society of installation of SCR-technique in all ships Original NOx emissions, NOx emissions after SCR, Emission reduction per year, Benefits, million SEK Benefits/ Costs Ship type g/kwh g/kwh 1000 kg Container large 6.47 0.32 7 094 560.9 29.1 Container small 6.57 0.33 863 68.2 24.3 RoRo 5.93 0.30 752 59.5 21.0 Ferry 3.37 0.34 764 60.4 24.6 Bulk small 6.52 0.33 411 32.5 21.1 Bulk large 6.53 0.33 527 41.6 21.7 General cargo 6.56 0.33 137 10.9 13.9 Oil tanker, short voyage 6.56 0.33 841 66.5 21.8 Oil tanker, long voyage) 6.59 0.33 787 62.2 21.2 The benefits exceed the costs by a factor that averages about 24 for the different ship types. That is, installing SCR-technique is quite a cost efficient measure to reduce NOx emissions. Calculations have been carried out to estimate the effects on SO 2 -emissions by assuming that all ships shift to fuels with a maximum of 0,1 per cent sulfur content, Marine Gas Oil, MGO. Ferries are assumed to shift from Marine Diesel Oil (0,5 % sulfur) and all other ships from LS180 (1,0 % sulfur). The shift is assumed to lead to a fuel price increase of 1,3 SEK/kg for ferries and 2,0 SEK/kg for the other ship types. The estimated consequences of this shift are presented in the table below. 18

Effects on fuel consumption and SO 2 -emissions by shifting to MGO SO 2 - emissions before shift, g/kg SO 2 - emissions after shift, g/kg fuel Fuel consumption before, Fuel consumption after, kg/km SO 2 - emissions before shift, SO 2 - emissions after shift, kg/km Ship type fuel kg/km kg/km Container large 15.63 1.56 372.0 320.3 5.82 0.50 Container small 18.38 1.84 58.7 50.5 1.08 0.09 RoRo 19.08 1.91 59.8 51.5 1.14 0.10 Ferry 7.90 1.68 112.7 102.1 0.89 0.17 Bulk small 17.01 1.70 41.1 35.4 0.70 0.06 Bulk large 17.19 1.72 52.7 45.3 0.91 0.08 General cargo 17.96 1.80 14.8 12.8 0.27 0.02 Oil tanker, short voyage 18.13 1.81 101.7 87.6 1.84 0.16 Oil tanker, long voyage) 19.05 1.91 79.7 68.6 1.52 0.13 The higher fuel costs will in turn provide incentives for fuel savings e.g. by reducing speed. Reduced speed will lead to further reductions in emissions (per km) of SO 2 as well as of all other pollutants. The estimated costs to the ship owners (and society) and the benefits to society of the shift to MGO are presented in the table blow. The costs to the ship owners consist of two parts; costs due to higher fuel prices (low-sulfur fuels are more expensive than high-sulfur fuels) and costs due to the speed adjustments (these adjustments are undertaken in order to limit the fuel cost increase). Estimated benefits and costs of shifting to MGO Benefits (value of reduced emissions), SEK/km Costs, SEK/km Ship type NOx PM2,5 SO 2 CO 2 TOT Fuel Speed adjustment Tot B/C Container large 14.8 0 140 261 416 459 233 692 0.60 Container small 2.4 0 26 41 69 72 37 109 0.64 RoRo 2.2 0 28 42 72 74 37 111 0.64 Ferry 3.1 0 19 53 75 88 51 140 0.54 Bulk small 1.6 0 17 29 47 51 26 77 0.62 Bulk large 2.1 0 22 37 61 65 33 98 0.62 General cargo 0.6 0 6 10 17 18 9 28 0.63 Oil tanker, short voyage 4.1 0 44 71 120 126 64 189 0.63 Oil tanker, long voyage) 3.2 0 37 56 96 98 50 148 0.65 The estimates indicate that the benefits fall short of the costs (the benefit-cost ration, B/C, is less than one). However, the estimates are based on rather uncertain assumptions regarding the fuel cost increases when shifting to MGO (lower fuel cost increase would yield a higher B/C-ratio). Moreover, the calculations are based on the ASEK-damage values. Using the CAFE-values would yield benefits typically exceeding the cots. CO 2 -emissions can be reduced in different ways. One is to reduce speed. A CO 2 -tax would e.g. lead to higher fuel prices and thus give ship owners incentives 19

to save fuel by reducing speed. Calculations have been carried out for a CO 2 -tax based on ASEK: s damage values of 1,5 SEK per kg CO 2. It implies a tax of 4, 8 SEK per kg fuel. The results of the calculations are shown below. Benefit and costs of reduced speed due to CO 2 marginal cost pricing, SEK/km Benefits Ship type Knox SO 2 CO 2 TOT (B) Costs Ship owners Society (C) Container large 29.1 4.2 514.4 547.7 1287.6 243.9 2.2 Container small 4.7 0.8 81.1 86.6 203.1 38.5 2.3 RoRo 4.3 0.8 82.7 87.9 207.1 39.2 2.2 Ferry 9.7 1.4 164.0 175.1 410.5 77.8 2.3 Bulk small 3.2 0.5 56.9 60.6 142.3 27.0 2.2 Bulk large 4.2 0.7 72.8 77.6 182.3 34.5 2.2 General cargo 1.2 0.2 20.5 21.8 51.3 9.7 2.2 Oil tanker, short voyage 8.1 1.3 140.6 150.1 352.0 66.7 2.2 Oil tanker, long voyage) 6.4 1.1 110.2 117.7 275.9 52.3 2.3 B/C The reason why the costs to the ship owners are higher than the costs to society is that the costs to the ship owners include a CO 2 -tax, which is a money transfer from the ship owners to the government and therefore constitutes no net cost to society. The estimates in the table above show that the benefits to society of the marginal cost pricing (with respect to CO 2 ) exceed the costs to society. Below is shown a summary of the calculated damage costs before any measures have been undertaken, the costs to society of different measures (installation of SCR-technique in all ships, shift to MGO in all ships and marginal cost pricing with regards to CO 2 ) and damage costs after undertaken measures. Damage costs before measures, ASEK-values, SEK/km Ship type Knox SO 2 CO 2 Tot Container large 2125 153 1875 4154 Container small 340 28 296 664 RoRo 313 30 302 645 Ferry 335 23 568 927 Bulk small 237 18 207 462 Bulk large 303 24 265 593 General cargo 86 7 75 167 Oil tanker, short voyage 589 49 513 1150 Oil tanker, long voyage) 464 40 402 906 20

Damage costs and costs of measures, ASEK-values, SEK/km Damage costs Damage costs + Ship type Knox SO 2 CO 2 Tot cost of measures Container large 62 9 1100 1172 2177 Container small 10 2 174 185 346 RoRo 9 2 177 188 353 Ferry 21 3 351 375 617 Bulk small 7 1 122 130 244 Bulk large 9 1 156 166 312 General cargo 3 0 44 47 90 Oil tanker, short voyage 17 3 301 321 603 Oil tanker, long voyage) 14 2 236 252 473 The tables show that the benefits to society of the measures considered exceed the costs to society. For example, the original damage costs for the large container ship are 4 154 SEK/km. The measures undertaken have resulted in considerably lower emissions and the damage costs have been reduced to 1 172 SEK/km. The benefits to society of reduced emissions thus amount to about 3 000 SEK/km for the large container ship. The costs of the measures to the ship owners are about 2 050 SEK/km, while the cost to society are about 1 005 SEK/km. That is, the benefits to society of reduced emissions are about a third of the costs to society of the measures undertaken. The calculations indicate that the benefits to society of the measures undertaken are also larger than the costs paid by the ship owners for the measures undertaken. But the costs to the ship owners could still be considerable. In order to get a grip of just how considerable these costs are to the ship owners, information is presented in the table below that relate these costs to the original fuel costs. Comparison between cost of measures and original fuel costs, SEK/km Fuel costs Ship type before measures undertaken (A) Cost of measures to ship owners (B) Ratio B/A Container large 1 302 2 049 1.6 Container small 205 326 1.6 RoRo 209 333 1.6 Ferry 473 575 1.2 Bulk small 144 230 1.6 Bulk large 184 294 1.6 General cargo 52 85 1.6 Oil tanker, short voyage 356 567 1.6 Oil tanker, long voyage) 279 445 1.6 The summary in the above table show that for the majority of the ship types calculated costs of measures are about 60 percent higher than original fuel costs (for the ferry costs of measures are about 20 percent higher than original fuel costs). The relatively high cost increases to the ship owners are mainly caused by 21

the increased fuel costs per kg fuel used which are due to the shift to low-sulfur fuels (MGO) as well as to the marginal cost pricing with regards to CO 2 -emissions (valued according to ASEK). This shift to MGO and marginal cost pricing imply that the fuel costs increase from 3, 5 to 10, 3 SEK/kg fuel. That is, the increase in fuel cost (6, 8 SEK/kg) is almost twice as high as the original fuel cost. The reason why the total costs of measures to the ship owners are only 60 percent higher than the original fuel costs, is the speed reductions chosen by the ship owners in order to offset some of the increased fuel costs (SEK/kg) by reducing fuel consumption (kg/km). 22

2 Inledning 2.1 Bakgrund I den tidigare trafikpolitiska proposition (1997/98:56) angavs bl.a. annat att den övergripande inriktningen för transportsektorns kostnadsansvar bör vara en så fullständig internalisering som möjligt av samhällsekonomiska marginalkostnader. Även i senare propositioner anges att trafikens samhällsekonomiska kostnader ska vara en utgångspunkt när transportpolitiska styrmedel utformas. Kostnadsansvaret innebär att de skatter och avgifter som tas ut av trafiken och som är transportpolitiskt motiverade bör motsvara trafikens samhällsekonomiska marginalkostnader och bidra till att de transportpolitiska målen nås 2. Vad gäller utsläpp av växthusgaser är nuvarande svenska ambition att påtagligt minska utsläppen till år 2020 och nästan helt få bort utsläppen inom transport- och energisektorn fram till 2050 3. Tidigare utredningar 4 har visat att den tunga sjöfarten (> 400 brutto) i hög utsträckning bär sina marginalkostnader inom svenskt territorialvatten via bl.a. de differentierade farledsavgifterna. Däremot bär inte sjöfarten sina marginalkostnader, om ett vidare geografiskt område beaktas, där ofta den största delen av färden företas. Den största kostnadsposten i beräkningarna har varit fartygens avgasutsläpp. Om sjöfarten ska bära sina marginalkostnader för avgasutsläppen, bl.a. i form av SOx, NOx, Partiklar, VOC samt CO 2 kommer transportkostnaderna att öka. Detta antingen genom att ekonomiska styrmedel införs (skatter, avgifter, kostnader via handelssystem) eller via kostnader för reningstekniska åtgärder. 2.2 Syfte Syftet med utredningen är att belysa hur mycket fraktkostnaderna och kostnaderna för personresor med fartyg ökar om sjöfarten skulle bära marginalkostnaderna från dagens avgasutsläpp (hälsa och miljö) i svenskt närområde, dvs. i Östersjön och Nordsjön. Även andra marginalkostnader inom miljöområdet kan uppstå från sjöfarten, t.ex. genom spridning av främmande arter, utsläpp till vatten (olja, gifter via bottenfärg, gödande ämnen via avfall m.m.) och omhändertagande av uttjänta fartyg. För att begränsa utredningen har dessa kostnader ej beaktas. Ökade fraktkostnader till sjöss kommer att påverka svensk industri som är beroende av sjötransporter samt sjöfartsnäringen. Nyckelfrågor är hur mycket kostnaderna kommer att påverkas och vad samhället kan göra för att sjöfarten inte ska tappa fraktandelar jämfört med andra transportslag. Vad samhället kan göra för att sjöfarten inte ska tappa andelar av frakt ingår inte i denna studie, men utredningen kan användas som underlag för kommande diskussioner och utredningar även i 2 Prop 2008/09:93. 3 Prop 2008/09:162 http://www.regeringen.se/content/1/c6/12/27/78/4ce86514.pdf 4 Sjöfartsverkets delrapport om sjöfartens marginalkostnader (se sid. 20-) http://www.sjofartsverket.se/upload/listade-dokument/_rapporter/0302-04-02397.pdf SjöV redovisning 2004-12-30 Beskattning av sjöfartens bränslen. Dnr 0302-04-02397. http://www.sjofartsverket.se/upload/listade-dokument/_rapporter/0302-04-02397-1.pdf 23

dessa frågor. Vår bedömning är att lågemitterande sjöfart har en viktig roll att fylla i ett långsiktigt hållbart transportsystem. Detta bland annat för att sjöfart generellt är ett mycket energieffektivt transportsätt. 2.3 Genomförande Uppdraget har genomförts i fyra huvudsakliga delmoment med beräkningar och bedömningar av följande: 1. Skadekostnad per kg utsläpp av olika luftföroreningar 2. Skadekostnad av luftföroreningar från dagens sjöfart 3. Påverkan på transportkostnaderna om skadekostnaden internaliseras 4. Påverkan på transportkostnaderna om kostnadseffektiva åtgärder vidtas för att begränsa skadekostnaden Fastställandet av skadekostnader i delmoment 1 baseras i första hand på de kalkylvärden som tagits fram nationellt (ASEK) för bl.a. luftföroreningarnas. Som alternativ har känslighetsanalyser gjorts för kalkylvärden som tagits fram i andra sammanhang (CAFE och Stern-rapporten ). Som underlag för delmoment 2-4 har ett antal typfartyg identifierats som bedöms representera den sjöfart som bedrivs i svenskt närområde. För respektive typfartyg har faktaunderlag sammanställts avseende t.ex. bruttodräktighet, last, installerad effekt (kw), motortyp, bränsleförbrukning, normalrutt (sträcka) och transportkostnad. Med dessa faktaunderlag har fartygens utsläpp av olika föroreningar och utsläppens skadekostnader beräknats. Med hjälp av räkneexempel har också respektive fartygstyps internaliseringsgrad och möjliga effekter av en fullständig internalisering belysts. Möjligheten till emissionsreducerande åtgärder och resulterande effekter på transportkostnad m.m. har dessutom analyserats. 24

3 Sjöfart i svenskt närområde I det följande beskrivs inledningsvis den europeiska fartygsflottan och sjötransporterna på de europeiska haven. Därefter redovisas exempel på tidigare genomförda emissions- och skadekostnadsberäkningar för denna sjöfart. Slutligen redovisas de typfartyg som beräkningarna i efterföljande kapitel baseras på. 3.1 Fartyg och sjötransporter i EU I rapporten External costs of maritime transports från juni 2007 har Europaparlamentet gjort beräkningar av den kommersiella fartygsflottans emissioner av olika föroreningar. Fartygen har delats in i sex olika kategorier och omfattar fartyg med en bruttodräktighet över 100 BT. Den information som sammanställts om dessa fartygstyper avser dels EU-flottan, dvs. fartyg som ägs av rederier inom EU, dels den globala flottan. I tabellen nedan redovisas det totala fartygsbeståndets fördelning mellan olika fartygstyper, samt genomsnittlig bruttodräktighet och genomsnittligt transportarbete (ton- och personkm) för respektive fartygstyp år 2006. Tabell 1 Fartygsflotta och transportarbete 2006 Fartygstyp EU: Fartygsflotta och transporter Antal BT (1000) per fartyg Mdr ton-/ pers.km Världen: Fartygslotta och transporter Antal BT (1000) per fartyg Mdr ton-/ pers.km Tankers (olja, kemikalier 2 067 26,1 5 002 11 917 20,0 22 187 etc.) Bulkfartyg 1 279 31,4 3 481 6 551 30,0 16 907 Torrlastfartyg 2 343 6,3 809 18 053 4,5 4 680 Containerfartyg 1 043 30,0 3 524 4 872 21,8 11 958 RoPax och RoRo (gods) 1 445 9,4 177 3 603 6,9 391 Totalt (gods) 8 177 18,8 12 620* 44 996 14,4 56 123 Passagerar- 860 3,4 9,5 3 100 4,2 42,0 /kryssningsfartyg TOTALT 9 037 17,4 48 096 13,7 Källa: European Parliament, 2007, External costs of maritime transport Vad gäller EU-flottan utgör lastfartygen ca 90,5 procent av alla fartyg men står för 98,1 procent av fartygsflottans sammanlagda bruttodräktighet (BT). Motsvarande siffror för världsflottan är 93,6 respektive 98,0 procent. Det genomsnittliga lastfartyget är alltså avsevärt mycket större än det genomsnittliga passagerarfartyget. Det genomsnittliga lastfartyget i EU har en bruttodräktighet på ca 18 800 BT och för hela världen är siffran ca 14 400 BT. Det genomsnittliga passagerarfartyget har ca 3 400 BT i EU och ca 4 200 BT i världen. Som framgår av tabellen ovan finns det också stora variationer bland de olika lastfartygen. Inom EU har t.ex. det genomsnittliga bulkfartyget 31 400 BT och containerfartyget 30 000 BT, medan det genomsnittliga torrlastfartyget endast har 6 300 BT. Världsflottans fartyg visar liknande variation. 25

3.2 Tidigare emissions- och skadekostnads beräkningar I ovannämnda studie av Europaparlamentet har även emissioner och skadekostnader för respektive fartygstyp skattats. I tabell 2 och 3 redovisas de totala emissionsberäkningarna för 2006. Tabell 2 Emissioner från EU-flottan 2006 CO 2 eq. Mton NOx kton SO 2 kton PM2,5 kton Tankers (olja, kemikalier etc.) 56,7 1 119,5 950,9 106,0 Bulkfartyg 34,9 970,8 583,3 79,6 Torrlastfartyg 34,0 836,2 563,4 59,6 Containerfartyg 62,9 1 684,4 1 054,4 136,6 RoPax och RoRo (gods) 27,3 495,0 227,2 25,0 Totalt (gods) 215,6 5 185,9 3 379,2 406,8 Passagerar-/kryssningsfartyg 12,2 225,0 105,3 12,8 TOTALT 227,9 5 410,9 3 484,5 419,6 Källa: European Parliament, 2007, External costs of maritime transport Tabell 3 Emissioner från världsflottan 2006 Fartygstyp CO 2 eq. Mton NOx kton SO 2 kton PM2,5 kton Tankers (olja, kemikalier etc.) 282,5 5 975,3 4 736,8 528,1 Bulkfartyg 175,2 4 876,4 2 930,2 399,7 Torrlastfartyg 225,0 5 530,9 3 726,4 394,2 Containerfartyg 223,5 5 945,0 3 721,5 482,2 RoPax och RoRo (gods) 60,8 1 097,0 790,0 55,5 Totalt (gods) 966,9 23 424,7 15 905,0 1 859,6 Passagerar-/kryssningsfartyg 47,0 863,3 634,2 49,0 TOTALT 1 013,9 24 288,0 16 539,3 1 908,7 Källa: European Parliament, 2007, External costs of maritime transport Vissa av EU-flottans fartyg färdas åtminstone delvis utanför de europeiska haven, av samma anledning som det finns fartyg som ägs av rederier utanför EU som transporterar gods eller personer till/från hamnar inom EU. Beräkningar av emissioner från sjötransporter i de europeiska haven oavsett fartygens flagg redovisas i tabell 4 nedan. Beräkningarna avser år 2005. 26

Tabell 4 Sjöfartens emissioner i europeiska hav 2005 Hav NOx kton Andel NOx SO 2 kton Andel SO 2 PM2,5 kton Andel PM2,5 Östersjön 345,8 8.4% 253,0 8.5% 27,0 8.3% Nordsjön 792,1 19.3% 583,4 19.7% 62,2 19.2% Nordöstra Atlanten 853,3 20.8% 600,8 20.3% 68,9 21.3% Medelhavet 2 008,6 49.0% 1 450,7 49.0% 156,9 48.5% Svarta havet 97,5 2.4% 73,9 2.5% 8,6 2.7% TOTALT 4 097,4 100% 2 961,9 100% 323,6 100% Källa: European Parliament, 2007, External costs of maritime transport Som framgår av ovanstående tabeller sker ca 8,5 procent av de totala utsläppen på de europeiska haven i Östersjön, ca 19,5 procent i Nordsjön och knappt 50 procent i Medelhavet. Mindre än 30 procent av alla utsläpp sker alltså i Östersjön och Nordsjön. Dessa hav bär emellertid en mycket större andel av de totala skadekostnaderna för sjöfartens samlade emissioner, vilket beror på att skadekostnaden per kg utsläpp av vissa föroreningar är väsentligt högre i dessa hav än i exempelvis Medelhavet (se nedan för ytterligare information). Det finns även andra beräkningar som gjorts av sjöfartens emissioner i olika geografiska omland. Bland annat har HELCOM gjort beräkningar av sjöfartens totala utsläpp av NOx, SOx och CO 2 i Östersjön för 2007 och 2008. Dessa beräkningar redovisas i tabell 5. Tabell 5 Sjöfartens emissioner i Östersjön 2007-2008 2008 2007 Förändring NOx (tusen ton/år) 393 400-1.75% SOx (tusen ton/år) 135 137-1.46% (miljoner ton/år) 18.9 19.3-2.07% Bränsleförbrukning (tusen ton/år) 6056 6205-2.40% Energiförbrukning (PJ) 259 264-1.89% Antal fartyg 10773 9497 13.44% Källa: HELCOM (data från HELCOM Automatic Identification System (AIS) databas) Jämförelse mellan tabell 4 och tabell 5 visar att HELCOM s beräkningar av utsläpp i Östersjön 2007-2008 ligger högre för NOx och väsentligt lägre för SOx än motsvarande beräkningar av Europaparlamentet 2005. Ett viktigt skäl till att de beräknade utsläppen av SOx är lägre i HELCOM är att krav på max 1,5 procent svavelhalt i bränsle infördes år 2006 för Östersjön. 5 Skadekostnaderna för EU-flottans emissioner (se tabell 2) redovisas i tabell 6. Emissionerna har värderats med utgångspunkt i de s.k. CAFE (2005)-värdena (se avsnitt 3.4 nedan för en vidare genomgång av dessa värden). I tabellen redovisas även skadekostnaderna per tonkm för de olika lastfartygen och skadekostnaderna per personkm för passagerarfartygen. 5 För Östersjön fr.o.m. den 19 maj 2006 och för Nordsjön fr.o.m. den 11 aug 2007. 27

Tabell 6 Skadekostnad för EU-flottans emissioner, 2006. Fördelat på farygstyper CO 2 eq Milj EUR NOx Milj EUR SO 2 Milj EUR PM2,5 Milj EUR Tot Milj EUR Cent EUR per ton- eller pass.km Tankers (olja, kemikalier etc.) 4 251 3 367 4 799 1 698 14 115 0.28 Bulkfartyg 2 615 2 725 2 944 1 275 9 559 0.27 Torrlastfartyg 2 549 2 347 2 843 955 8 694 1.07 Containerfartyg 4 714 4 728 5 321 2 189 16 952 0.48 RoPax och RoRo (gods) 2 044 1 390 1 146 401 4 981 2.81 Totalt (gods) 16 173 14 558 17 055 6 518 54 304 0.43 Passagerar-/kryssningsfartyg 915 631 532 205 2 283 24.03 TOTALT 17 089 15 189 17 586 6 723 56 587 Källa: European Parliament, 2007, External costs of maritime transport De beräknade skadekostnaderna per tonkm varierar stort mellan olika fartygstyper. Torrlastfartygen och RoRo/RoPax fartygen har mycket högre skadekostnader per ton transporterat gods än övriga fartygstyper. Skadekostnaden för RoRo/RoPax fartygen uppgår enligt beräkningarna till ca 2,81 cent EUR (dvs. ca 28 öre) per tonkm, medan motsvarande skadekostnad från bulkfartygen uppgår till endast 0,27 cent (ca 2,7 öre). En rimlig förklaring till denna variation är att det genomsnittliga torrlast- och RoRo/RoPax-fartyget är förhållandevis litet och att RoRo- och RoPaxfartyg har en mycket högre maskinstyrka i förhållande till sin storlek än vad bulkoch tankfartyg har. Det genomsnittliga bulkfartyget har enligt tabellen ovan en bruttodräktighet på 31 400 BT medan det genomsnittliga torrlastfartyget har 6 300 BT och det genomsnittliga RoRo/RoPax-fartyget 9 400 BT. Värt att notera är också att i Europaparlamentets beräkningar omfattar RoRo/RoPax-kategorin även färjor. Det framgår inte vilka antaganden som gjorts om hur emissionerna från dessa fartyg har fördelats mellan gods och personer. I Europaparlamentets skadekostnadsberäkningar, som baseras på CAFE (2005), har olika värden på skadekostnaden per ton utsläpp tillämpats beroende på vilket hav som utsläppen sker i. Den marginella skadekostnaden (dvs. kostnaden för ett ytterligare ton utsläpp) för NOx, SO 2 och PM2,5 i de europeiska haven, som tagits fram inom CAFE, redovisas i tabell 7 nedan. Skadekostnadsberäkningarna för CO2 (se tabell 6 ovan) baseras på värderingar framtagna i Stern-rapporten. Det innebär att ett genomsnittligt skadekostnadsvärde på 75 euro per ton CO2 har tillämpats, vilket med en valutakurs på ca 10 SEK/EUR innebär ca 75 öre per kg CO2. 28

Tabell 7 Marginell skadekostnad, EUR per ton utsläpp, CAFE (2005) Hav NOx SO 2 PM2,5 Östersjön 5 537 8 362 27 120 Nordsjön 10 735 15 820 61 020 Nordöstra Atlanten 3 955 4 859 10 622 Medelhavet 1 119 4 520 12 430 Svarta havet 4 010 7 210 22 889 Genomsnitt 4 010 7 210 22 889 Källa: European Parliament, 2007, External costs of maritime transport För samtliga emissioner är skadekostnaderna per ton utsläpp mycket högre för Nordsjön än för övriga hav (enligt CAFE-värderingarna). Även Östersjön har förhållandevis stora skadekostnader per ton utsläpp. Det innebär att sjötransporterna i svenskt närområde har en lägre andel av de totala emissionerna än av de totala skadekostnaderna för dessa emissioner. Fördelningen av emissioner år 2005 redovisades i tabell 4 ovan. Fördelningen av skadekostnaderna år 2005 redovisas i tabell 8. Notera att år 2006 och framförallt år 2007 blev emissionerna såväl som skadekostnaderna i Nordsjön och Östersjön betydligt lägre beroende på SECA. Tabell 8 Skadekostnader för emissioner från sjöfart 2005. Fördelat på geografiska områden. Hav NOx Milj EUR Andel NOx SO 2 Milj EUR Andel SO 2 PM2,5 Milj EUR Andel PM2,5 Östersjön 1 915 11.7% 2 155 10.1% 733 9.9% Nordsjön 8 504 51.8% 9 230 43.1% 3 795 51.2% Nordöstra Atlanten 3 375 20.5% 2 919 13.6% 732 9.9% Medelhavet 2 247 13.7% 6 557 30.6% 1 950 26.3% Svarta havet 391 2.4% 533 2.5% 198 2.7% Tot 16 431 100% 21 355 100% 7 407 100% Källa: European Parliament, 2007, External costs of maritime transport Av ovanstående sammanställningar framgår att knappt 20 procent av de samlade utsläppen av NOx, SO 2 och PM2,5 i de europeiska haven sker i Nordsjön (se tabell 4), men att Nordsjön står för drygt 50 procent av skadekostnaderna för NOx och PM2,5 samt närmare 45 procent av skadekostnaderna för SO 2. Östersjön står för ca 8,5 procent av emissionerna och för ca 10-12 procent av skadekostnaderna. Medelhavet står för 49 procent av de totala NOx-utsläppen men mindre än 14 procent av skadekostnaderna för de totala NOx-utsläppen. Enligt Europaparlamentets beräkningar står alltså Östersjön och Nordsjön för drygt 28 procent av de totala SO 2 -utsläppen och drygt 53 procent av de totala skadekostnaderna för SO 2 -utsläppen i de europeiska haven. Europaparlamentets beräkningar avser dock utsläpp och skadekostnader år 2005, dvs. före regleringen av svavelhalt i bränsle till max 1,5 procent i Östersjön, Nordsjön och Engelska kanalen. Under 2005 hade en stor andel av fartygsbränslet i dessa vatten en svavelhalt på närmare 3 procent. Regleringen år 2007 har lett till minskade svavelutsläpp 29

(per liter förbrukat bränsle). Lägre svavelhalt i bränslet innebär också att partikelutsläppen är lägre. Med lägre svavelhalt i bränslet är Östersjöns och Nordsjöns andel av de totala utsläppen av (och skadekostnaderna för) SO 2 och PM2,5 i de europeiska haven sannolikt lägre idag än de andelar som redovisas i tabell 4 och 8 ovan. 3.3 Kriterier för att välja typfartyg I det ovanstående har tidigare genomförda emissions- och skadekostnadsberäkningar för sjöfarten inom EU redovisats. I kapitel 4 nedan redovisas nya beräkningar av emissioner och skadekostnader för dagens sjöfart i svenskt närområde. Som ett första steg i dessa beräkningar har ett antal typfartyg identifierats som bedöms vara representativa för denna sjöfart. Med information om emissionsfaktorer, installerad motoreffekt, bruttodräktighet, rutter, genomsnittslaster etc. för dessa typfartyg har emissioner och skadekostnader kunnat beräknas. Ett viktigt urvalskriterium för de typfartyg som beräkningarna ska baseras på är att dessa fartyg ska representera den sjöfart som bedrivs i svenskt närområde. Men det finns även andra, kompletterande kriterier som kan vara viktiga att utgå ifrån. Eftersom det faktaunderlag som samlas in för respektive typfartyg ska ligga till grund för beräkningar av såväl skadekostnader som internaliseringsgrad och internaliseringens påverkan på transportkostnader etc., är det också nödvändigt att göra antaganden om exempelvis vilken last som transporteras på fartygen samt vilken rutt, eller sträcka per rutt, som respektive fartyg färdas. Det är således viktigt att de typfartyg som väljs också täcker in en relativt stor del av sjöfartens samlade utsläpp i svenskt närområde och att det finns en variation i de typfartyg som väljs avseende faktorer som påverkar fartygens utsläpp och internaliseringsgrad etc. När det gäller indelningen i olika typfartyg kan konstateras att den indelning som Europaparlamentet valt att göra (se tabeller i avsnitt 2.1-2.2) är förhållandevis grov. Organisationen ACPD (Atmospheric Chemistry and Physics Discussion) har under 2009 publicerat ett uppdrag, A modelling system for the exhaust emissions of maritime traffic, där utsläppen av olika föroreningar från sjöfart i Östersjön för år 2007 har beräknats. I dessa beräkningar har en mer finfördelad indelning i olika fartygstyper gjorts. I figuren nedan redovisas beräkningar av hur det totala antalet fartyg i Östersjön och hur dessa fartygs samlade emissioner fördelar sig mellan olika fartygstyper. 30

Figur 1. Antal fartyg samt deras utsläpp av koldioxid samt svavel- och kväveoxider för 2007 fördelat på fartygstyp Källa: ACPD Som framgår av figuren utgör passagerfartygen (RoRo/Passenger) en relativt liten andel av det totala fartygsbeståndet i Östersjön (knappt 5 %), men svarar för en avsevärt högre andel av NOx-, SOx- och CO 2 -utsläppen (ca 28-29 %). Orsaken är att den höga anlöpsfrekvensen för det genomsnittliga RoRo-/passagerarfartyget (och därmed många fartygskm per år) får ett större genomslag än det faktum att dessa fartyg är mindre och därmed har lägre utsläpp per fartygskm än t.ex. det genomsnittliga tanker-, bulk- eller containerfartyget 6. Även RoRo/gods- och containerfartyg har mycket lägre fartygsandel än utsläppsandel. För torrlastfartyg (General Cargo) är förhållandet det motsatta, vilket beror på att antalet fartygsindivider är många men att anlöpsfrekvensen är lägre. Ungefär 30 procent av alla fartyg i Östersjön är torrlastfartyg, men dessa fartyg står endast för ca 14 procent av utsläppen. Om utgångspunkten för beräkningarna är att välja typfartyg som representerar dagens sjöfart i svenskt närområde dvs. fartygstyper som står för en relativt stor andel av det totala fartygsbeståndet såväl som av sjöfartens totala utsläpp i svenskt närområde kan det med utgångspunkt i ovanstående uppgifter vara angeläget att framförallt välja typfartyg inom kategorierna: Passagerarfartyg, RoRo-fartyg, torrlastfartyg, tankerfartyg, containerfartyg och bulkfartyg. Som tidigare nämnts kan det också vara angeläget att välja typfartyg som ger ett intervall i beräkningarna av skadekostnad, internaliseringsgrad och internaliseringens påverkan på transportkostnad (per tonkm) etc. och att fartygen därmed skiljer sig från varandra med avseende på dessa aspekter. I det följande redovisas en översiktlig kartläggning över faktorer som påverkar fartygens utsläpp per liter förbrukat bränsle, bränsleförbrukning per 6 Som jämförelse kan nämnas att i Europaparlamentets beräkningar ( External costs of maritime transport, 2007) antas att RoRo- och RoPax-fartygen (gods och passagerare) i genomsnitt gör 333 turer per år, medan övriga fartygstyper i genomsnitt gör ca 20-40 turer. 31

fartygskilometer (och därmed utsläpp per fartygskm), internaliseringsgrad och internaliseringens påverkan på transportkostnad. Faktorer som påverkar ett fartygs utsläpp av olika föroreningar per liter förbrukat bränsle Motorns varvtal (rpm): Kan påverka utsläppen av NOx Typ av motor (2- eller 4-takt) Om katalysator finns installerad eller andra åtgärder vidtagits för att påverka motorns förbränningsprocess: Påverkar utsläppen av NOx och även PM Vilket slags bränsle som används: Svavelhalten i bränslet påverkar utsläppen av såväl SOx som PM Rökgastvätt ( skrubbning ): Påverkar utsläppen av i huvudsak SOx och PM Utsläppen av CO 2 per liter bränsle är förhållandevis konstant. Faktorer som påverkar ett fartygs bränsleförbrukning per fartygskilometer Storlek och typ av fartyg (bruttodräktighet, typ av skrov m.m.) Storlek och typ av motor Motorernas last (dvs. aktuellt effektuttag) Hastighet Fyllnadsgrad i fartyget Faktorer som påverkar internaliseringsgraden och konsekvenserna för transportkostnaden av en fullständig internalisering Sjöfarten ger liksom de övriga transportslagen upphov till externa kostnader av olika slag, dvs. kostnader som en trafikutövares transportval ger upphov till, som denne inte betalar för utan som belastar andra trafikutövare eller övriga samhället. Utsläpp av föroreningar är ett exempel på en sådan extern kostnad. Om utgångspunkten är att styra mot en samhällsekonomisk effektiv trafik bör dessa externa kostnader internaliseras. Internalisering kan bl.a. uppnås via avgifter eller skatter som motsvarar trafikens marginella externa kostnader, dvs. kostnaderna för ytterligare fartygsrörelser (t.ex. uttryckt i fartygskm eller anlöp). Internaliseringsgraden för ett visst fartyg definieras följaktligen som den andel av fartygets marginella externa kostnad som rederiet redan betalar för, t.ex. via en avgift eller skatt. När det gäller sjöfarten differentieras t.ex. farledsavgiften med avseende på fartygens specifika utsläpp av NOx och SOx, dvs. ju högre utsläpp av NOx och SOx (per kwh) desto högre farledsavgift. Det innebär att internaliseringsgraden avseende utsläpp av NOx och SOx kan bero på faktorer såsom: Fartygets rutt (km), dvs. andel av total färd som görs inom svenskt vatten och som därmed blir föremål för farledsavgift Antal anlöp per kalendermånad (för passagerarfartyg, kryssningsfartyg och järnvägsfärjor är endast de första fem anlöpen inom en 32

kalendermånad föremål för avgiftssättning och för övriga fartygstyper är motsvarande siffra två anlöp) Fartyg som färdas mycket långa sträckor till svensk hamn (t.ex. över Atlanten) kan således ha en relativt liten internaliseringsgrad pga. att farledsavgiften inte påverkas av färdsträckan. Även fartyg med hög anlöpsfrekvens och förhållandevis kort färdsträcka per anlöp (t.ex. vissa passagerarfärjor) kan ha en relativt liten internaliseringsgrad pga. att endast de första fem eller två anlöpen avgiftssätts. En fullständig internalisering innebär att sjöfarten (liksom övriga transportslag) betalar för sina externa marginella kostnader. Om transportslaget i utgångsläget inte fullt ut betalar för sina marginella externa kostnader kan en fullständig internalisering åstadkommas genom att exempelvis ytterligare avgifter eller skatter införs som motsvarar den del av den marginella externa kostnaden som idag inte är internaliserad. För att beräkna hur en fullständig internalisering skulle påverka transportkostnaderna för det genomsnittliga fartyget, uttryckt i termer av kronor per toneller passagerarkilometer, är det därför nödvändigt att beakta faktorer såsom: Mängd och typ av last Antal passagerare Med utgångspunkt i ovanstående kartläggning av faktorer kan sammanfattningsvis sägas att det i valet av fartygstyper är angeläget att de fartyg som väljs dels ska representerar sjöfarten i svenskt närområde, dels att de ska skilja sig från varandra med avseende på faktorer såsom motortyp, installerad effekt, typ av bränsle som används, användningen av katalysator, bränsleförbrukning/km, storlek på fartyg (eller bruttodräktighet) samt typ av rutt och last. 3.4 Val av typfartyg Som källa för urval av typfartyg har vi i utgått ifrån de typfartyg och de faktaunderlag och beräkningar för dessa som sammanställts i LIPASTO, vilket är ett kalkylsystem för utsläpp och emissionsberäkningar i Finland. Systemet har utvecklats av Technical Research Centre of Finland (VTT). I valet av typfartyg och i emissionsberäkningarna för respektive fartygstyp har utgångspunkten för LIPASTO varit att representera dagens sjöfart i Finland och dess närområde. Med hjälp av information från rederier m.fl. har uppgifter om last, bränsleförbrukning (per fartygskm eller tonkmn), kvalitet på bränsle som används och distans per rutt etc. sammanställts för respektive fartygstyp. I beräkningarna har även emissioner i hamn inkluderats. 7 I beräkningarna av skadekostnader m.m.. för sjöfart i svenskt närområde har vi gjort ett urval av de typfartyg som finns listade i LIPASTO. I tabellen nedan redovisas de typfartyg och fakta kring dessa som beräkningarna i följande avsnitt baseras på. 7. För vidare information, se: http://www.lipasto.vtt.fi/yksikkopaastot/tavaraliikennee/vesiliikennee/tavara_vesie.htm 33

Typfartyg Tabell 9. Typfartyg som valts att användas i beräkningarna Brutto.- dräkt. Effekt huvudmotor (kw) Hast. (km/h) Distans (km) Last (ton) Kapacitetsutnyttj.** Bränsleförbr. (kg/ fartygskm) Bränsleförbrukning (g/tonkm) Container (max 1 000 TEU) 10 000* 13 000 35.2 2 000 4 505 65% 58,7 13.0 Container (max 14 000 TEU) 140 000* 80 000 46.3 15 000 77 616 80% 372,6 4.8 RoRo (trailer cap. 150 units) 18 000 15 000 33.3 1 300 1 428 80% 59,8 41.9 Färja (trailer cap. 60 units, passenger cap. 2 600) 43 000 27 000 33.3 400 571 80% 112,9 39.5 Bulk (14 000 dwt) 10 000 6 000 24.1 500 8 400 60% 41,2 4.9 Bulk (32 000 dwt) 20 000 9 000 24.1 600 16 000 50% 52,7 3.3 Torrlast (4 000 dwt) 3 000 2 000 22.2 1 600 1 800 40% 14,8 8.2 Oljetanker (100 000 dwt) 64 000 20 000 19.8 250 50 000 50% 101,7 2.0 Oljetanker (100 000 dwt) 64 000 20 000 23.5 2 000 50 000 50% 79,7 1.6 Källa: http://www.lipasto.vtt.fi/indexe.htm * Uppgifter om bruttodräktighet (BT) saknas för containerfartygen kapacitet beskrivs istället i termer av TEU. För att kunna beräkna farledsavgifter har vi antagit en genomsnittlig bruttodräktighet på 10 BT per TEU. ** Att kapacitetsutnyttjandet i vissa fall är 50 procent eller lägre kan bero på att fartyget ifråga går (nästintill) fullastat i en riktning men tomt tillbaka. Nedan beskrivs ytterligare detaljer kring de olika typfartygen. I Kapitel 3 redovisas också information angående antagna emissionsfaktorer etc. Containerfartyg Det mindre fartyget är ett exempel på ett s.k. feeder-fartyg, det större fartyget är ett exempel på ett fartyg som hämtar containrar från de hubbar som feeder-fartygen transporterar sina containrar till (detta typfartyg existerar inte i Finska vatten, men finns med i LIPASTO av jämförelseskäl). Det mindre containerfartyget har ett kapacitetsutnyttjande på 65 procent, vilket i detta fall innebär att fartyget är lastat med 650 av 1000 möjliga TEU under sin normalrutt. Dessutom antas 23 procent av containrarna vara tomma (beräkningarna avser rutter såväl till som från finska hamnar). Det innebär att i genomsnitt lastas fartyget med 550,5 icke-tomma containrar (TEU). Genomsnittlig last per container antas uppgå till 9 ton (baserat på statistik för containerfartyg i Finland 2007). Det innebär en genomsnittlig last på 1000*0.65*0.77*9 = 4 505 ton per rutt. Det större containerfartyget har ett kapacitetsutnyttjande på 80 procent och en genomsnittlig last på 9 ton per container, vilket innebär en genomsnittlig last på 0.8*14000*0.77*9 = 77 616 ton per rutt. RoRo RoRo-fartyget har ett kapacitetsutnyttjande på 80 procent av maximalt antal trailers, vilket innebär att i genomsnitt lastas fartyget med 120 trailers per rutt. Varje trailer har i genomsnitt 11,9 ton last, vilket ger en total last på 1 428 ton per rutt. 34

Färja Gods: Färjan antas ha en kapacitet på 60 trailers och en utnyttjandegrad på 80 procent, vilket innebär att fartyget antas lastas med i genomsnitt 48 trailers per rutt. Varje trailer har i genomsnitt 11,9 ton last, vilket ger en total last på ca 571 ton per rutt. Passagerare: Färjan har en kapacitet på 2 600 passagerare. Med ett kapacitetsutnyttjande på 50 procent ger det 1 300 passagerare i genomsnitt per rutt. Färjans bränsleförbrukning, energiåtgång och utsläpp antas till 80 procent allokeras till passagerarna och till 20 procent allokeras till godset. Övriga fartyg Genomsnittlig last m.m.. har beräknats på liknande sätt som i ovanstående. 35

4 Skadekostnad per kg utsläpp av olika luftföroreningar 4.1 Inledning Skadekostnaderna av luftföroreningar från dagens sjöfart beräknas i två steg. I det första steget görs antaganden kring skadekostnaden per kg utsläpp av olika luftföroreningar och i det andra steget beräknas utsläppen (kg) av olika föroreningar från dagens sjöfart. När det gäller skadekostnaderna per kg utsläpp av olika föroreningar, dvs. de kalkylvärden som ska ligga till grund för beräkningarna av skadekostnaderna, finns det alternativa källor (studier) att utgå ifrån. Problemet är att kalkylvärdet för en viss förorening kan variera, i vissa fall stort, beroende på vilken källa eller studie som kalkylvärdet baseras på. En orsak till detta kan vara att olika metoder använts för att ta fram kalkylvärdet eller att det syftar till att speglar olika saker. Utgångspunkten kan t.ex. vara att kalkylvärdet ska spegla föroreningens skadekostnad, eller att det ska spegla kostnaden för att (med kostnadseffektiva åtgärder) uppnå politiskt satta mål för föroreningen. Kalkylvärdena kan följaktligen variera antingen pga. att de baseras på olika utgångspunkter, eller att de baseras på samma utgångspunkt, t.ex. på åtgärdskostnaden för att uppnå politiskt satta mål, men att dessa mål eller att de åtgärder som beräkningarna baseras på varierar. Även skadekostnaden kan variera beroende på var utsläppen sker. Likaså kan betalningsviljebaserade värden variera mellan regioner pga. människornas preferenser eller betalningsförmåga (inkomst) varierar. Det finns alltså flera orsaker till att kalkylvärden som fastställs i olika studier varierar. Av dessa skäl är det viktigt att dels tydliggöra vilka utgångspunkter som legat till grund för framtagandet av de kalkylvärden som tillämpas i våra beräkningar nedan, dels göra känslighetsanalyser för att visa vilken påverkan som alternativa kalkylvärden (utgångspunkter) kan få på beräkningsresultaten. Beräkningarna baseras i första hand på de kalkylvärden som tagits fram nationellt (ASEK) för bl.a. luftföroreningarnas bedömda skadekostnader. Som alternativ har känslighetsanalyser gjorts för alternativa kalkylvärden som tagits fram i andra sammanhang (CAFE och Stern-rapporten ). 4.2 ASEK Arbetsgruppen för SamhällsEKonomiska kalkylprinciper och värden (ASEK) är en trafikverksgemensam grupp som regelbundet lämnar rekommendationer om vilka kalkylvärden och metoder som bör användas av bl.a. trafikverken i Sverige. De kalkylvärden och analysmetoder som ASEK rekommenderar utgår från det senaste inom vetenskap (att de finns beskrivna och diskuterade i den vetenskapliga litteraturen) och beprövad erfarenhet. ASEK har bland förhållit sig till de rekommendationer som presenterats i EU:s harmoniseringsprojekt HEATCO (Harmonised European Approaches för Transport Costing and Project Assessments). 36

Här följer en kort sammanfattning av vad kalkylvärdena för respektive emission baseras på 8. Samtliga ASEK-värden är uttryckta i 2006 års prisnivå. I beräkningarna har dessa värden indexjusterats (enligt KPI) till 2009 års nivå. 9 Koldioxid (CO 2) : 1,50 kr/kg Detta värde är ett så kallat skuggpris beräknat utifrån åtgärdskostnaden för att nå 2010-års klimatmål i transportsektorn. Detta värde är alltså i praktiken inte en uppskattad värdering av skadekostnaden av växthusgaseffekten. För känslighetskalkyler föreslår ASEK 3,50 kr/kg. Kväveoxider (NO X ): Regionalt värde 75 kr/kg Det regionala värdet för NOx avser att spegla både hälsoeffekter och skador på naturen. Effekterna värderas indirekt via åtgärdskostnaden för att uppnå politiskt uppsatta miljömål. Svaveldioxid (SO 2 ): 25 kr/kg Det regionala värdet för SO 2 avser att spegla både hälsoeffekter och skador på naturen. Effekterna värderas indirekt via åtgärdskostnaden för att uppnå politiskt uppsatta miljömål. Mindre partiklar (PM 2,5 ) I ASEK4 har inga skadekostnadsvärderingar tagits fram för de regionala effekterna av PM 2,5. Däremot har värderingar tagits fram för de lokala effekterna. Det som värderas är hälsoeffekter och nedsmutsning. Värderingarna varierar mellan 1 118-11 494 kr/kg beroende på var i geografin (dvs. storlek på ort) utsläppen av PM 2,5 sker. Att inga regionala värden har tagits fram för PM 2,5 betyder inte att man i ASEK4 anser att skadekostnaderna för de regionala effekterna är noll. Snarare påpekas i ASEK4 att utgångspunkten bör vara att även basera värderingen av de regionala effekterna av PM 2,5 på utsläppens hälsoeffekter. Att inga regionala värden har tagits fram beror på osäkerheten i vilka värden som i så fall ska tillämpas. Flyktiga organiska ämnen (VOC): 38 kr/kg Det regionala värdet för VOC avser att spegla både hälsoeffekter och skador på naturen. Effekterna värderas indirekt via åtgärdskostnaden för att uppnå politiskt uppsatta miljömål. 8 Källa: SIKA (2008), Samhällsekonomiska principer och kalkylvärden för transportsektorn: ASEK 4, PM 2008:3. 9 En enkel indexjustering av detta slag följer inte till 100 procent ASEK:s rekommendationer för uppdatering av värden som utgörs av skattade (eller avser att spegla) betalningsviljevärden. ASEK:s rekommendation är att denna uppdatering görs med avseende på såväl inflation (korrigering enligt KPI) som tillväxt i real BNP per capita (eftersom betalningsviljan för en viss vara kan påverkas av både inflation och förändrad realinkomst). 37

4.3 CAFE och alternativa källor Kalkylvärden baseras ofta på värderingsstudier och för att kunna jämföra utfallet mellan olika ansatser presenteras här kalkylvärden som tagits fram inom alternativa källor. Framför allt lyfts kalkylvärden fram från EU:s luftkvalitetsprogram 10 (Clean Air For Europe, CAFE) och politiska kalkylvärden (från svenska styrmedel). Koldioxid (CO 2 ) : 0,6 kr 2,4 kr/kg Intervallet motsvarar 5 respektive 20 procent av global BNP (2006-års prisnivå). Värdena kommer från Stern Review on the Economics of Climate Change som kom ut 2006 ( Stern-rapporten ). Kalkylvärdena representerar materiella skadekostnader och inkluderar inte kostnader för lidande, indirekta konflikter m.m., eller utarmning av naturresurser. Omräkningen från brittiska pund har hämtats från PM SIKA 2008:3. Som jämförelse låg den svenska koldioxidskatten på drivmedel i januari 2008 på 1,03 kr/kg CO 2. Skatten sätts utifrån klimatpolitiska mål och ambitioner som styrmedel för att nå utsläppsmål (oklart vilken målnivå som eftersträvats). Under 1990-talet var koldioxidskatten framför allt en skatt för att förstärka stadskassan. Kväveoxider (NO X ): 25.0 69,3 kr/kg Värdena uttrycks i 2005-års prisnivå och avser en prognos av miljötillståndet år 2010. Värdena kommer från CAFE och avser Östersjön. Fyra värden har tagits fram som baseras på olika värderingsprinciper, vilket ger ovannämnda spann. Kalkylvärdena utgår ifrån bedömda skador på människors hälsa och skador på jordbruksgrödor av NOx-utsläpp inom just Östersjöområdet (kostnader för försurning och övergödning av mark och vatten m.m. beaktas inte). Omräkningskurs: kursen den 1 juli 2005 var enligt Forex var 9,63 kr/. Som jämförelse låg den svenska kvävedioxidskatten för energianläggningar på 50 kr/kg NO X år 2009. Skatten sätts utifrån miljöpolitiska mål och ambitioner som styrmedel för att nå utsläppsmål (oklart vilken målnivå som eftersträvats). 11 Det regionala ASEK4-värdet för NOx är 75 kr/kg. CAFE-värdena för Östersjön ligger alltså lägre än ASEK4. Värt att notera är emellertid att CAFE-värdet för NOx är nästan dubbelt så högt för Nordsjön som för Östersjön (det gäller även andra föroreningar såsom SO 2 och PM2,5) och ligger således i linje med ASEK4. Svaveldioxid (SO 2 ): 35.6 105,9 kr/kg Värdena uttrycks i 2005-års prisnivå och avser en prognos av miljötillståndet år 2010. Värdena kommer från CAFE och avser Östersjön (värdena för Nordsjön är nästan dubbelt så höga som för Östersjön, 66.4-192.6 kr/kg). Fyra värden har tagits fram som baseras på olika värderingsprinciper, vilket ger ovannämnda spann. Kalkylvärdena utgår ifrån bedömda skador på människors hälsa och skador på 10 Källa: EC DG Environment (2005), Damages per tonne emission of PM2.5, NH3, SO2, NOx and VOCs from each EU25 Member State (excluding Cyprus) and surrounding seas, ENV.C.1/SER/2003/0027, AEA Technlogy Environment. Tabell 9. 11 Källa: Lag (1990:613) om miljöavgift på utsläpp av kväveoxider vid energiproduktion 38

jordbruksgrödor av utsläpp inom just Östersjöområdet (kostnader för försurning av mark och vatten m.m. beaktas inte). Som jämförelse låg den svenska svavelskatten för energianläggningar på 30 kr/kg svavel (dvs. ej SO 2 ) år 2009. Skatten sätts utifrån miljöpolitiska mål och ambitioner som styrmedel för att nå utsläppsmål (oklart vilken målnivå som eftersträvats). Svavelskatt betalas för samma bränslen som är belagda med energiskatt eller koldioxidskatt och dessutom för torvbränsle, skatten tas ej ut för sjöfartsbränsle. Svavelskatt tas inte ut för bränslen som innehåller 0,05 viktprocent svavel eller mindre, För kol- och torvbränsle, petroleumkoks och andra fasta och gasformiga bränslen tas svavelskatt ut med 30 kronor per kilogram svavel i bränslet. För flytande bränslen tas svavelskatt ut med 27 kronor per kubikmeter olja för varje tiondels viktprocent svavel i oljan. 12 30 kr per kg svavel i bränslet motsvarar ca 60 kr per kg utsläpp av SO 2. Mindre partiklar (PM 2,5 ): 115,6 337,1 kr/kg Värdet uttrycks i 2005-års prisnivå och avser en prognos av miljötillståndet år 2010. Värdena kommer från CAFE och avser Östersjön (värdena för Nordsjön är mer än dubbelt så höga som för Östersjön). Fyra värden har tagits fram som baseras på olika värderingsprinciper, vilket ger ovannämnda spann. Kalkylvärdena representerar hälsokostnader till följd av emissioner inom just Östersjöområdet. Det är mellanting mellan tätortsvärden och regionala värden (vilket torde vara mest representativt för de utsläpp som sker relativt kustnära det saknas en värdering för rent regionala förhållanden). 4.4 Sammanställning I det följande redovisas först en sammanställning över de kalkylvärden för utsläpp av föroreningar som fastställts i olika sammanhang. Därefter redovisas de lågrespektive högalternativ som efterföljande beräkningar baseras på. 12 Källa: Lagen (1994:1176) om skatt på energi 39

Tabell 10 Kalkylvärden för emissioner till luft av olika föroreningar (kr/kg) Förorening ASEK (åtgärdskostnad) CAFE (skadekostnader) Svenska styrmedel CO 2 1,50 3,50-1,03 (drivmedelsskatt) NOX 75 25-69 50 (energianl) SO 2 25 36-106 60 (energianl) PM2,5 Inga regionala värden 115-337 - Övrigt (skade-kostnader) 0,60 2,40 (Stern) VOC 38 5-14 - Tabell 11 Kalkylvärden som används i beräkningarna (kr/kg, prisnivå 2009) ASEK LÅG HÖG Nox 79.1 26.8 (CAFE, låg) 79.1 (ASEK) PM 0 0 (ASEK) 360 (CAFE, hög) SO 2 26.4 26.4 (ASEK) 113 (CAFE, hög) CO 2 1.6 0.63 (Stern, låg) 3.7 (ASEK, hög) 40

5 Skadekostnaden av luftföroreningar från dagens sjöfart Beräkningarna av sjöfartens skadekostnader har skett i flera steg. Det första steget innefattade en beräkning av utsläppsmängder för de olika typfartygen (kg utsläpp per kg förbrukat bränsle, per fartygskilometer och tonkilometer m.m.). I steg två har skadekostnaderna per fartygstyp beräknats. Skadekostnadsberäkningen har gjorts dels utifrån ASEK-värdena, dels som känslighetsanalys med låga respektive höga värden (se kapitel 3). 5.1 Emissionsfaktorer för typfartyg De emissionsfaktorer för typfartygen som tillämpats i beräkningarna baseras på uppgifter från LIPASTO. I vissa fall har LIPASTO:s emissionsfaktorer korrigerats. I det följande redovisas emissionsfaktorerna och centrala antaganden kring dessa. Centrala antaganden Bränsleanvändning I LIPASTO (se Kapitel 3) antas att samtliga fartyg förutom passagerarfartygen använder bränsle med 1,45 viktprocent svavel under hela sin rutt. Passagerarfartygen antas använda bränsle med 0,47 viktprocent svavel. I beräkningarna har vi korrigerat emissionsfaktorerna för SO 2 genom att anta att alla fartyg förutom passagerarfartygen använder bränsle med 1,0 viktprocent svavel. Nya emissionsfaktorer för SO 2 har följaktligen tagits fram genom att dividera LIPASTO:s emissionsfaktorer med faktorn 1,45. I princip skulle även utsläppen av PM2,5 behöva korrigeras, eftersom bytet till ett mer lågsvavligt bränsle leder till att de specifika utsläppen av såväl SO 2 som PM reduceras. Någon sådan justering har inte gjorts i nedanstående beräkningar, huvudsakligen pga. osäkerheten avseende vilken reduktionsfaktor som i så fall ska anslås. Dessutom förefaller LIPASTO:s emissionsfaktorer för PM2,5 vara relativt låga överlag. Användning av SCR-teknik etc. Det framgår inte vilka exakta antaganden som gjorts avseende respektive typfartygs användning av SCR-teknik (katalysator) eller vilka andra eventuella åtgärder som vidtagits för att påverka motorernas förbränningsprocess och därmed de specifika NOx-utsläppen. Samtidigt är det uppenbart att man i LIPASTO har tagit hänsyn till att användningen av SCR-teknik varierar mellan olika typer av fartyg. Exempelvis har man beaktat det faktum att färjor använder SCR-teknik i större grad än andra fartyg. Dessutom antas den typfärja som färdas mellan Finland och Estland ha ca 50 procent högre specifika utsläpp av NOx än motsvarande färja som färdas mellan Finland och Sverige (vilket är den färja som våra beräkningar baseras på). De uppgifter som sammanställs av LIPASTO beaktar således även variationer i utsläppsmängder från liknande fartyg beroende på vilken specifik rutt som avses. 41

Att färjor till Sverige har lägre NOx-utsläpp än motsvarande färjor till Estland kan framförallt tänkas vara ett resultat av den miljödifferentierade farledsavgiften i Sverige. Specifika utsläpp av CO 2 Emissionsfaktorn för CO 2 har av LIPASTO antagits uppgå till 3 188 kg utsläpp per kg förbränt bränsle, vilket är något högre än de förslag till faktorer som IMO lagt fram. Argumentet i LIPASTO är att IMO:s förslag sannolikt motsvarar ett medelvärde för Europa och att 3 188 kg CO 2 per kg bränsle bedöms överensstämma bättre med trafiken i Östersjön (till/från Finland). Omräkningsfaktorer Bränslets (svavelhalt < 1,0 %) energiinnehåll 10 600 kwh/m3 bränsle (dvs. 10.6 kwh per liter). Källa: www.spi.se (EO 4) Bränslets densitet 950 kg/m3, dvs. 0,95 kg/liter (www.spi.se och Naturvårdsverket) Ovanstående omräkningsfaktorer ger ett energiinnehåll i bränslet på 11,16 kwh/kg bränsle. Tillämpade emissionsfaktorer I det följande redovisas de emissionsfaktorer som tillämpats i beräkningarna. Tabell 12 Kg utsläpp per kg bränsle Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 CO 2 e Container (140 000 BT) 0.0722 0.00108 0.0156 3.188 3.221 Container (10 000 BT) 0.0733 0.00122 0.0184 3.188 3.221 RoRo (18 000 BT) 0.0661 0.00125 0.0191 3.188 3.221 Färja (43 000 BT) 0.0376 0.00153 0.0079 3.188 3.221 Bulk (10 000 BT) 0.0728 0.00115 0.0170 3.188 3.221 Bulk (20 000 BT) 0.0729 0.00116 0.0172 3.188 3.221 General cargo (3 000 BT) 0.0731 0.00119 0.0180 3.188 3.221 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 0.0732 0.00134 0.0181 3.188 3.221 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 0.0736 0.00128 0.0191 3.188 3.221 Koldioxidutsläppen per kg bränsle antas vara oberoende av fartygstyp. Däremot varierar utsläppen av föroreningar till luft (NOx, PM och SO 2 ) mellan fartygstyperna. Att färjorna har lägre SO 2 -utsläpp än övriga fartyg beror som tidigare nämnts på att färjorna antas använda bränsle med lägre svavelhalt än övriga fartyg. Att färjorna dessutom har lägre NOx-utsläpp beror på att ungefär hälften av färjorna antas ha långtgående rening (SCR-teknik). Med utgångspunkt i ovannämnda omräkningsfaktorer kan emissionsfaktorerna i Tabell 12 räknas om och uttryckas i termer av kg utsläpp per kwh eller kg utsläpp 42

per liter bränsle. I Bilaga 1 redovisas tabeller med emissionsfaktorerna omräknade till dessa enheter. I Tabell 9 redovisades uppgifter om bränsleförbrukning i kg per fartygskm för respektive fartygstyp. Tillsammans med informationen i Tabell 12 ger det följande beräknade emissioner uttryckt i kg utsläpp per fartygskm för respektive fartygstyp. Tabell 13 Kg utsläpp per fartygskm Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 CO 2 e Container (140 000 BT) 26.87 0.401 5.82 1 186 1 198 Container (10 000 BT) 4.30 0.071 1.08 187 189 RoRo (18 000 BT) 3.96 0.075 1.14 191 193 Färja (43 000 BT) 4.24 0.173 0.89 359 363 Bulk (10 000 BT) 2.99 0.047 0.70 131 132 Bulk (20 000 BT) 3.84 0.061 0.91 168 170 General cargo (3 000 BT) 1.08 0.018 0.27 47 48 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 7.45 0.136 1.84 324 328 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 5.87 0.102 1.52 254 257 Tabell 13 visar hur utsläppen varierar beroende på såväl fartygstyp som storlek på fartygen. Att kortfärdstankern (250 km per rutt) har högre utsläpp per fartygskm än långfärdstankern (2 000 km per rutt) beror framförallt på att även emissionerna i hamn är inräknade och då får större tyngd. 5.2 Skadekostnad för typfartyg Skadekostnaderna har i första hand beräknas genom att tillämpa ASEK:s kalkylvärden för att värdera emissionerna i ovanstående tabeller. Som känslighetsanalys har även emissionerna värderats enligt de låg- respektive högalternativ som redovisades i avsnitt 3.4 (se Tabell 11). Skadekostnadsberäkningar med ASEK-värderingar I Tabell 14 redovisas beräknade skadekostnader för typfartygen uttryckt i kr per kg förbrukat bränsle, i Tabell 15 som kr per fartygskm och i Tabell 16 som kr per tonkm. I Bilaga 1 redovisas ytterligare beräkningar. Notera att den beräknade skadekostnaden avser den externa kostnaden för utsläpp, dvs. utsläppens skadeeffekter på hälsa och/eller miljö (se kapitel 3 ovan). Skadekostnaden inkluderar alltså inte det pris som rederierna betalar för bränslet, som givetvis kan variera över tiden och beror på bl.a. bränslets svavelinnehåll men som normalt legat runt 3 kr/kg. 43

Tabell 14 Skadekostnad kr per kg bränsle Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Tot Container (140 000 BT) 5.71 0 0.41 5.09 11.22 Container (10 000 BT) 5.80 0 0.48 5.09 11.38 RoRo (18 000 BT) 5.23 0 0.50 5.09 10.83 Färja (43 000 BT) 2.98 0 0.21 5.09 8.28 Bulk (10 000 BT) 5.76 0 0.45 5.09 11.30 Bulk (20 000 BT) 5.76 0 0.45 5.09 11.31 General cargo (3 000 BT) 5.78 0 0.47 5.09 11.35 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 5.79 0 0.48 5.09 11.36 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 5.82 0 0.50 5.09 11.41 ASEK har inte tagit fram några förslag till regionala värden för PM, vilket är orsaken till att den beräknade skadekostnaden är noll 13. Värt att notera är också att för samtliga fartyg står SO 2 -utsläppen för en förhållandevis liten del av den totala skadekostnaden. För typfärjan står NOx-utsläppen för ca 36 procent skadekostnaden, SO 2 -utsläppen för ca 2,5 procent och CO 2 -utsläppen för ca 61,5 procent. För övriga fartyg står NOx-utsläppen för ca 50 procent, SO 2 -utsläppen för ca 5 procent och CO 2 -utsläppen för ca 45 procent. Tabell 15 Skadekostnad, kr per fartygskilometer Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Tot Container (140 000 BT) 2 125.1 0 153.3 1 894.7 4 173 Container (10 000 BT) 340.1 0 28.4 298.9 667 RoRo (18 000 BT) 312.9 0 30.1 304.8 648 Färja (43 000 BT) 335.3 0 23.5 573.9 933 Bulk (10 000 BT) 236.6 0 18.4 209.4 465 Bulk (20 000 BT) 303.3 0 23.9 268.2 595 General cargo (3 000 BT) 85.7 0 7.0 75.5 168 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 588.9 0 48.6 518.1 1 156 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 463.8 0 40.0 406.1 910 Att skadekostnaden per fartygskilometer varierar mellan typfartygen beror framförallt på variationer i fartygsstorlek och installerad motoreffekt. Att det mindre containerfartyget har högre utsläpp och skadekostnad per fartygskm än det mindre bulkfartyget kan t.ex. delvis förklaras av att containerfartyget har en installerad motoreffekt på 13 000 kw medan bulkfartygets motoreffekt är endast 6 000 kw. 13 Anledningen till att ASEK inte har fastställt några regionala värden för PM är inte att man anser att utsläpp av PM inte har några regionala effekter. Det är snarare osäkerheterna kring dessa effekter som gör att man tills vidare valt att inte värdera dem. Framförallt menar man att det finns samband mellan skador och skadekostnad för NOx och PM2,5 som ännu inte är fullständigt utrett och kartlagt. I ASEK har utgångspunkten varit att undvika risk för dubbelräkning av skadekostnaden, vilket man åstadkommit genom att bara värdera NOx vid värdering av de regionala effekterna. (I ExternE undviker man t.ex. risken för dubbelräkning genom att inte värdera NOx vid värdering av lokala effekter.) 44

Tabell 16 Skadekostnad, kr per tonkilometer Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Tot Container (140 000 BT) 0.027 0 0.002 0.024 0.054 Container (10 000 BT) 0.076 0 0.006 0.066 0.148 RoRo (18 000 BT) 0.219 0 0.021 0.213 0.454 Färja (43 000 BT) 0.587 0 0.041 1.005 1.633 Bulk (10 000 BT) 0.028 0 0.002 0.025 0.055 Bulk (20 000 BT) 0.019 0 0.001 0.017 0.037 General cargo (3 000 BT) 0.048 0 0.004 0.042 0.093 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 0.012 0 0.001 0.010 0.023 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 0.009 0 0.001 0.008 0.018 ASEK:s regionala värden för NOx och SO 2 avser att spegla både hälsoeffekter och skador på naturen värdena har tagits fram via åtgärdskostnaden för att uppnå svenska miljömål. I beräkningarna ovan har dessa kalkylvärden tillämpats för hela den sträcka som respektive typfartyg antas färdas. För långfärdstankern antas t.ex. genomsnittsrutten vara 15 000 km, dvs. huvuddelen av rutten antas förläggas utanför svenskt territorialvatten. Användningen av ASEK:s regionala kalkylvärden, som bl.a. speglar emissionernas hälsoeffekter, för att beräkna sjöfartens skadekostnader på öppet hav kan givetvis ifrågasättas. Samma problem uppkommer vid tillämpning av CAFEvärden (se nedan). De CAFE-värden som tillämpats i känslighetskalkylerna avser att spegla skadekostnaderna från utsläpp på Östersjön. 5.3 Skadekostnad med alternativa värderingar Nedan redovisas först en sammanställning över hur de totala skadekostnadsberäkningarna varierar beroende på val av värdering (ASEK, LÅG resp. HÖG). Sammanställning av skadekostnadsberäkningar Tabell 17 Kr per kg förbrukat bränsle Fartygstyp ASEK Låg Hög Container (140 000 BT) 11.22 4.38 19.85 Container (10 000 BT) 11.38 4.48 20.31 RoRo (18 000 BT) 10.83 4.31 19.84 Färja (43 000 BT) 8.28 3.25 16.44 Bulk (10 000 BT) 11.30 4.43 20.08 Bulk (20 000 BT) 11.31 4.44 20.11 General cargo (3 000 BT) 11.35 4.47 20.24 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 11.36 4.47 20.33 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 11.41 4.51 20.44 45

Tabell 18 Kr per fartygskilometer Fartygstyp ASEK Låg Hög Container (140 000 BT) 4 173 1 630 7 349 Container (10 000 BT) 667 263 1 185 RoRo (18 000 BT) 648 258 1 180 Färja (43 000 BT) 933 367 1 837 Bulk (10 000 BT) 465 182 822 Bulk (20 000 BT) 595 234 1 054 General cargo (3 000 BT) 168 66 298 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 1 156 455 2 056 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 910 359 1 620 Tabell 19 Kr per tonkilometer Fartygstyp ASEK Låg Hög Container (140 000 BT) 0.054 0.021 0.095 Container (10 000 BT) 0.148 0.058 0.263 RoRo (18 000 BT) 0.454 0.181 0.827 Färja (43 000 BT) 1.633 0.642 3.217 Bulk (10 000 BT) 0.055 0.022 0.098 Bulk (20 000 BT) 0.037 0.015 0.066 General cargo (3 000 BT) 0.093 0.037 0.166 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 0.023 0.009 0.041 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 0.018 0.007 0.032 Som framgår av tabellerna ovan har valet av kalkylvärden en mycket stor inverkan på de beräknade skadekostnaderna. Skadekostnad, kr per kg förbrukat bränsle Tabell 20 Alternativ Låg Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Tot Container (140 000 BT) 1.93 0.00 0.41 2.04 4.38 Container (10 000 BT) 1.96 0.00 0.48 2.04 4.48 RoRo (18 000 BT) 1.77 0.00 0.50 2.04 4.31 Färja (43 000 BT) 1.01 0.00 0.21 2.04 3.25 Bulk (10 000 BT) 1.95 0.00 0.45 2.04 4.43 Bulk (20 000 BT) 1.95 0.00 0.45 2.04 4.44 General cargo (3 000 BT) 1.96 0.00 0.47 2.04 4.47 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 1.96 0.00 0.48 2.04 4.47 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 1.97 0.00 0.50 2.04 4.51 46

Tabell 21 Alternativ Hög Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Tot Container (140 000 BT) 5.71 0.49 1.77 11.88 19.85 Container (10 000 BT) 5.80 0.55 2.08 11.89 20.31 RoRo (18 000 BT) 5.23 0.56 2.16 11.89 19.84 Färja (43 000 BT) 2.98 0.69 0.89 11.88 16.44 Bulk (10 000 BT) 5.76 0.52 1.93 11.89 20.08 Bulk (20 000 BT) 5.76 0.52 1.95 11.89 20.11 General cargo (3 000 BT) 5.78 0.54 2.03 11.89 20.24 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 5.79 0.60 2.05 11.89 20.33 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 5.82 0.58 2.16 11.89 20.44 Skadekostnad, kr per fartygskilometer Tabell 22 Alternativ Låg Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Tot Container (140 000 BT) 719.1 0.0 153.3 757.9 1 630 Container (10 000 BT) 115.1 0.0 28.4 119.5 263 RoRo (18 000 BT) 105.9 0.0 30.1 121.9 258 Färja (43 000 BT) 113.5 0.0 23.5 229.6 367 Bulk (10 000 BT) 80.1 0.0 18.4 83.8 182 Bulk (20 000 BT) 102.6 0.0 23.9 107.3 234 General cargo (3 000 BT) 29.0 0.0 7.0 30.2 66 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 199.3 0.0 48.6 207.2 455 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 157.0 0.0 40.0 162.4 359 Tabell 23 Alternativ Hög Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Tot Container (140 000 BT) 2 125.1 144.6 658.3 4 421.0 7 349 Container (10 000 BT) 340.1 25.7 122.1 697.4 1 185 RoRo (18 000 BT) 312.9 27.0 129.2 711.3 1 180 Färja (43 000 BT) 335.3 62.2 100.7 1 339.2 1 837 Bulk (10 000 BT) 236.6 17.0 79.2 488.7 822 Bulk (20 000 BT) 303.3 21.9 102.5 625.9 1 054 General cargo (3 000 BT) 85.7 6.4 30.1 176.1 298 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 588.9 49.2 208.8 1 208.9 2 056 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 463.8 36.8 171.9 947.6 1 620 47

6 Påverkan på transportkostnader av internalisering Utgångspunkten för detta kapitel är att visa hur transportkostnaden för respektive typfartyg skulle påverkas om sjöfarten tvingades bära hela den marginella skadekostnaden för utsläpp till luft, dvs. hur transportkostnaderna skulle påverkas som resultat av en fullständig internalisering av de externa emissionskostnaderna. För att möjliggöra beräkningar av detta slag är det bl.a. nödvändigt att känna till den nuvarande internaliseringsgraden för respektive typfartyg med antagen rutt, dvs. hur stor andel av den marginella skadekostnaden som sjöfarten redan betalar idag via olika avgifter eller skatter. Således är det nödvändigt att kartlägga samtliga skatter, avgifter eller subventioner som påverkar sjöfartens kostnader och som på ett eller annat sätt kan anses vara kopplade till sjöfartens emissioner av olika föroreningar. För att göra jämförelsen med övriga transportslag rättvis skulle dessutom en mer övergripande genomgång av de olika skatter, avgifter och subventioner som påverkar kostnaderna för transporterna inom respektive transportslag, oavsett den specifika kopplingen till utsläpp, sannolikt behövas. Det har inte funnits utrymme att inom ramen för detta uppdrag genomföra några heltäckande kartläggningar över alla de avgifter och skatter som påverkar sjöfartens kostnader. Beräkningarna i detta kapitel är översiktliga och ska endast betraktas som räkneexempel. De principiella diskussionerna om internaliseringsgrad m.m.. baseras bl.a. på de diskussioner som förs i SIKA PM 2010:1, Sjöfartens externa effekter. 6.1 Svårigheter att beräkna internaliseringsgrad Det är inte uppenbart vilka avgifter och skatter som i princip bör inkluderas i en bedömning av den nuvarande internaliseringsgraden av sjöfartens utsläpp till luft. Exempelvis kan man inte enbart utgå från vilket syfte eller viken benämning skatten eller avgiften ifråga har. Det viktiga i sammanhanget är att skatten/avgiften i realiteten har en internaliserande effekt, dvs. skatten/avgiften varierar med verksamhetsvolym (och/eller andra variabler) på samma sätt som den externa effekten. Det viktiga med en koldioxidskatt är t.ex. inte att den kallas för koldioxidskatt utan att det totala skattebelopp som skall betalas är direkt eller indirekt relaterad till mängden koldioxidutsläpp och alltså direkt eller indirekt relaterad till den totala samhällsekonomiska kostnad som utsläppen förväntas förorsaka. Energiskatten är t.ex. också relaterad till bränslemängd och därmed indirekt till utsläpp av koldioxid och andra ämnen, på samma sätt som koldioxidskatten, och har därmed i realiteten samma internaliserande funktion som koldioxidskatten. Om en verksamhet ger upphov till flera olika externa effekter är det naturligtvis en fördel om marginalkostnaderna för dessa effekter internaliseras var för sig, med sin egen specifika rörliga skatt eller avgift. Detta är i princip nödvändigt för att de externa effekterna ska internaliseras fullt ut, dvs. för att skatterna eller avgifterna 48

ifråga ska ge rätta incitament till anpassning incitament till aktörer att vidta åtgärder för att reducera verksamhetens externa effekter så länge kostnaden för dessa åtgärder är lägre än den samhällsnytta som uppstår pga. de minskade externa effekterna. Principen är alltså att varje extern effekt ska matchas av sin egen motsvarande effektivitetsbetingad skatt/avgift. De externa effekter som sjöfart ger upphov till är först och främst olika former av miljöeffekter. Trängsel är inget stort problem inom den svenska sjöfarten. De miljöeffekter som kan uppstå är buller, erosion av stränder och bottnar samt utsläpp av kemiska föreningar och partiklar i luften, på grund av förbränning av olja. Det kan dessutom uppstå externa effekter i form av utsläpp i vatten, t.ex. utsläpp av olja på grund av olyckor eller rengöring av oljetankar till havs, eller utsläpp av kemiska föreningar på grund av fartygets bottenfärg. En ytterligare negativ miljöeffekt i vatten är att djur och växter och mikroorganismer i havsvattnet kan fastna på båtarnas skrov och föras över från sin naturliga miljö till andra farvatten. Ett problem i sammanhanget är att det kan vara principiellt svårt att särskilja vissa externa effekter från varandra. Dessutom kan de åtgärder som är möjliga för att reducera en viss extern effekt också ha en inverkan på andra externa effekter. Införandet av en särskild skatt som motsvarar den marginella externa kostnaden för NOx-utsläpp skulle t.ex. ge incitament till rederier att installera SCR-teknik (katalysator) i fartygen och därmed reducera NOx-utsläppen per fartygskm. Införandet av en särskild skatt som motsvarar den marginella externa kostnaden för SO 2 - utsläpp skulle ge incitament till användning av bränsle med lägre svavelhalt och därmed till minskade SO 2 -utsläpp per fartygskm. Men i båda fallen skulle även partikelutsläppen reduceras och en ytterligare samhällsekonomisk nytta därmed uppstå. En särskild CO 2 -komponent i bränsleskatten skulle leda till incitament att reducera bränsleförbrukningen och därmed CO 2 -utsläppen per fartygskm, t.ex. genom att reducera hastigheten, men den lägre bränsleförbrukningen skulle även leda till reducerade utsläpp per fartygskm av både NOx, SO 2 och partiklar. Kopplingen mellan de olika externa effekterna (t.ex. olika föroreningar) sinsemellan och kopplingen mellan olika åtgärder för att reducera dessa effekter kan alltså vara mycket komplex. Således kan det även från en principiell utgångspunkt vara svårt att låta varje extern effekt matchas av sin egen motsvarande effektivitetsbetingad skatt/avgift. I praktiken blir problemen ännu större, eftersom det kan finnas avgifter, skatter eller subventioner som inte har något renodlat internaliseringssyfte men som ändå kan påverka sjöfartsverksamheten och därmed sjöfartens externa kostnader. Ett möjligt sätt att hantera ovannämnda teoretiska och praktiska problem är att i praktiken istället approximera en fullständig internalisering genom att införa skatter eller avgifter som gör att den totala privatekonomiska marginalkostnaden för en viss verksamhet, t.ex. sjötransport, överensstämmer med den totala samhällsekonomiska marginalkostnaden för verksamheten, alla externa effekter/kostnader inräknade. En viss överinternalisering av en extern effekt kan alltså kompensera en viss underinternalisering av en annan extern effekt. Totalt sett betalar verksamhetsutövaren den marginella samhällsekonomiska kostnaden för verksamheten, även 49

om incitamenten att vidta rätta åtgärder för att reducera varje specifik extern kostnad (dvs. vidta ytterligare åtgärder så länge den marginella åtgärdskostnaden understiger den samhällsekonomiska marginalnyttan) kan bli snedvridna pga. undereller överinternaliseringen. Ett ytterligare problem när det gäller att beräkna den nuvarande internaliseringsgraden för sjöfartens utsläpp av olika föroreningar till luft, har att göra med den geografiska avgränsningen. Vad menas med samhälle i en samhällsekonomisk nyttokostnadskalkyl? Ska vi i beräkningarna av sjöfartens externa kostnader t.ex. endast beakta utsläppen i svenskt territorialvatten, utsläppen i svenskt närområde (t.ex. Östersjön och Nordsjön), eller utsläppen längs hela fartygets rutt även om den exempelvis går över Atlanten till Nordamerika? Ett särskilt problem i sammanhanget vad gäller nationsgränser och ansvarsområden för utsläpp och policyinstrument är att det finns internationella vatten motsvarande problem finns inte för landtransporter. Den svenska handelssjöfarten domineras av internationell sjöfart. Ca 90 procent av den svenska utrikeshandeln transporteras till sjöss (Sjöfartsverket 2004). För att eliminera alla snedvridningar i transportkostnaderna för den internationella sjöfarten borde man från en principiell (dvs. ekonomiskteoretisk) synvinkel beakta marginalkostnaderna för alla externa effekter längs hela sjötransporten, såväl inom svenskt territorialområde som internationellt vatten. Detta skulle i så fall innebära att man tar hänsyn även till de avvikelser från samhällsekonomiskt effektiv prissättning som kan finnas i andra länder. För att beräkna nuvarande internaliseringsgrad skulle det från detta perspektiv följaktligen vara nödvändigt att kartlägga även skatter och avgifter m.m.. som påverkar kostnaden för sjöfart i andra länder. Framförallt skulle det vara viktigt att ta med hamnavgifter i båda ändarna av en sjötransport för att se hela internaliseringsgraden. Åtminstone svenska hamnar har miljödifferentierade avgifter dessa har pga. bristfällig tillgång till information inte kunnat beaktats i nedanstående beräkningar av sjöfartens internaliseringsgrad. Många länder ger även stöd till sjöfarten. I Sverige ges stöd till svenskflaggade fartyg i internationell trafik, det s.k. sjöfartsstödet. Frågan om optimal geografisk avgränsning är komplicerad även från en principiell utgångspunkt, om man t.ex. ser till kopplingen till policyinstrument för att internalisera externa effekter. Det är knappast Sveriges ansvar att internalisera kostnader för sjöfart som uppstår i andra länders territorialvatten. Hur ansvaret för att skapa effektiva incitament till utsläppsreduktioner på internationella vatten bör fördelas är en svårare fråga. Normalt är en svensk samhällsekonomisk analys avgränsad så att den omfattar antingen alla effekter som berör svenska medborgare (oavsett om de befinner sig i Sverige eller inte) eller alla effekter som uppstår inom Sveriges gränser. Den senare varianten är den vanligaste och praktiskt sett enklaste att genomföra. Det känns emellertid orimligt att i diskussionerna om sjötransporternas internaliseringsgrad endast beakta utsläppen i svenskt territorialvatten, eftersom det då skulle bli fråga om ett väldigt begränsat område (ca 22 km från land) och omfatta en ytterst liten andel av sjöfartens totala transporter och därmed en ytterst liten andel av sjöfartens totala skadekostnader för det globala samhället. En möjlighet skulle kunna vara att den del av den svenska utrikeshandelns transporter 50

som sker på internationellt vatten, och dess externa effekter, fördelas så att hälften räknas som svensk sjöfart. 6.2 Internaliseringsgrad för dagens sjöfart I det ovanstående beskrivs de problem och misstolkningar som kan uppstå om internaliseringsgraden för olika externa effekter beräknas separat från varandra. Följaktligen kan det vara problematiskt att göra separata beräkningar av internaliseringsgraden för de emissioner till luft av olika föroreningar som sjöfarten kan ge upphov till. I det följande har vi ändå valt att göra sådana beräkningar. Dessa beräkningar bör betraktas som räkneexempel. Utgångspunkten har varit att beräkna internaliseringsgraden för respektive fartygstyp i två steg. I det första steget beräknas de totala skadekostnaderna för fartygets utsläpp av olika föroreningar, uttryckt t.ex. i termer av skadekostnad per rutt med anlöp till hamn. I det andra steget beräknas de kostnader som rederierna redan betalar och som är direkt kopplade till, dvs. som rederiet tvingas betala pga., fartygens utsläpp av olika föroreningar. Internaliseringsgraden definieras som den andel av de totala skadekostnaderna som rederierna redan betalar. Den kritiska frågan är vilka avgifter, skatter eller subventioner som ska beaktas i beräkningen av internaliseringsgrad. När det gäller utsläppen av NOx och SO 2 har vi i beräkningarna endast tagit hänsyn till farledsavgiften och endast till miljödifferentieringen i denna avgift. Vi har t.ex. inte tagit hänsyn till att hamnavgiften i praktiken kan vara beroende av fartygens emissioner av NOx och SO 2. Farledsavgiftens koppling till NOx- och SO 2 -utsläpp Farledsavgiften är tvådelad där den ena delen tas ut på fartygets bruttodräktighet och den andra på lastat och lossat gods. För inrikes trafik tas den godsbaserade avgiften ut endast för lastat gods. Antalet anlöp som avgiftsbeläggs är för den bruttobaserade delen av farledsavgiften maximalt fem respektive två per kalendermånad för passagerarfartyg respektive övriga fartyg. Den godsbaserade avgiften tas ut med 3,05 kr per ton gods och med 0,80 kr för så kallat lågvärdigt gods. Gods som är att betrakta som lågvärdigt framgår av bilaga till Sjöfartsverkets föreskrifter (SJÖFS 2008:5) om farledsavgift. Den del av farledsavgiften som tas ut på fartygets bruttodräktighet tas ut med 1,80 kr för varje enhet av fartygets bruttodräktighet för passagerarfartyg och med 2,05 kr för övriga fartyg. Kryssningsfartyg erlägger farledsavgift med 0,80 kr per enhet av fartygets bruttodräktighet och betalar bara för ett anlöp i svensk hamn under samma kryssning. Miljödifferentiering Det ekonomiska incitamentet för att minska utsläppen av svavel och kväveoxider, dvs. Sjöfartsverkets rabatter, har ökats i systemet genom de förändringar som genomfördes 2008. 51

För att erhålla rabatt avseende svavel måste svavelhalten i bränslet understiga 0,5 viktprocent. Med en svavelhalt som överstiger 0,5 viktprocent tas en svavelavgift ut med 70 öre per enhet av fartygets bruttodräktighet. För fartyg som använder bunkerolja med en svavelhalt 0,21-0,50 viktprocent ges rabatt med 0,50 kr på svavelavgiften. Fartyg med svavelhalt som inte överskrider 0,2 viktsprocent är befriade från svavelavgift. Det ger följande svavelavgifter: Tabell 24. Farledsavgiftens differentiering avseende svavel Svavelhalt (viktprocent) Avgift (kr per enhet BT) 0,51-0,7 0,21-0,50 0,2 0,00-0,20 0,0 Fartyg som installerat utrustning för reduktion av utsläppen av kväveoxid erhåller en rabatt på den bruttodräktighetsbaserade farledsavgiften. Denna ges enligt en linjär skala som startar vid en utsläppsnivå om 10 g/kwh och går ner till under 0,4 g/kwh där fartyg är helt befriade från bruttodräktighetsbaserad farledsavgift. Det ger följande avgifter: Tabell 25. Farledsavgiftens differentiering avseende NOx Utsläppsnivå Nox (g/kwh) Passag.fartyg & järn.färjor Kryssn.- fartyg Övriga fartyg 0.0-0.4 0.00 0.00 0.00 0.5-0.9 0.15 0.03 0.25 1.0-1.9 0.40 0.08 0.61 2.0-2.9 0.63 0.16 0.77 3.0-3.9 0.77 0.24 0.93 4.0-4.9 0.91 0.32 1.09 5.0-5.9 1.05 0.40 1.25 6.0-6.9 1.19 0.48 1.41 7.0-7.9 1.33 0.56 1.57 8.0-8.9 1.47 0.64 1.73 9.0-9.9 1.61 0.72 1.89 10-1.80 0.80 2.05 Den bruttodräktighetsbaserade avgiften är med andra ord noll för alla fartyg som använder bränsle med svavelinnehåll max 0,2 viktprocent och har SCR-teknik installerad som reducerar NOx-utsläppen till max 0,4 g/kwh. Den bruttodräktighetsbaserade farledsavgiften kan från ett internaliseringsperspektiv därmed betraktas som en internaliserande SO 2 - resp. NOx-avgift, även om syftet med differentieringen (miljörabatten) inte har varit att fult ut internalisera fartygens externa kostnader för utsläpp av dessa föroreningar. (Hamnarna är ytterligare en part i den trepartsöverenskommelse som lade grunden för de miljödifferentierade farledsavgifterna.) Gränsvärdena för NOx-rabatt uttrycks i termer av gram utsläpp per kwh. Antagandet är ett effektuttag på 75 procent av huvudmotorns installerade effekt (och 50 52

procent av hjälpmotorns installerade effekt). Det är alltså fråga om gram utsläpp per kwh axeleffekt, vilket inte är detsamma som gram utsläpp per kwh värmevärdebränsle (dvs. den mängd bränsle som innehåller energimängd 1 kwh), vilket är den definition vi använt oss av i skadekostnadsberäkningarna i kapitel 4 (se även Bilaga 1 för emissionsfaktorer uttryckta i termer av gram/kwh med denna definition). Verkningsgraden mellan värmevärde och axeleffekt antas i LIPASTO:s sammanställningar uppgå till 2,164, dvs. det går drygt 2,16 kwh värmevärdebränsle per kwh axeleffekt. Det innebär t.ex. att 0,8 gram NOx per kwh värmevärdebränsle motsvarar ca 1,73 gram NOx per kwh axeleffekt. Farledsavgift per anlöp för typfartygen Beträffande farledsavgiften finns det maxbelopp angivna för den bruttodräktighetsbaserade delen. Med hänsyn tagen till dessa maxbelopp och med en antagen verkningsgrad mellan värmevärde och axeleffekt på 2,164, erhålls följande beräknade farledsavgifter per anlöp för respektive typfartyg. I tabellen nedan har inga justeringar gjorts för att korrigera för det faktum att antalet anlöp som avgiftsbeläggs för den bruttobaserade delen av farledsavgiften är maximalt fem respektive två per kalendermånad för passagerarfartyg respektive övriga fartyg. Tabell 26 Okorrigerad beräkning av farledsavgift per anlöp Avgift Nox Avgift svavel TOT Svavelhalt Typfartyg BT NOxutsläpp g /kwh i bränsle (%) kr/bt Tot (kr) Max kr/bt Tot (kr) Kr per anlöp Container (140 000 BT) 140000 14 > 0,5 2.05 287 000 51 000 0.7 98 000 149 000 Container (10 000 BT) 10000 14.2 > 0,5 2.05 20 500 51 000 0.7 7 000 27 500 RoRo (18 000 BT) 18 000 12.8 > 0,5 2.05 36 900 51 000 0.7 12 600 49 500 Färja (43 000 BT) 43 000 7.3 < 0,5 1.33 57 190 51 000 0.2 8 600 59 600 Bulk (10 000 BT) 10 000 14.1 > 0,5 2.05 20 500 51 000 0.7 7 000 27 500 Bulk (20 000 BT) 20 000 14.1 > 0,5 2.05 41 000 51 000 0.7 14 000 55 000 General cargo (3 000 BT) 3 000 14.2 > 0,5 2.05 6 150 51 000 0.7 2 100 8 250 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 64 000 14.2 > 0,5 2.05 131 200 77 000 0.7 44 800 121 800 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 64 000 14.3 > 0,5 2.05 131 200 77 000 0.7 44 800 121 800 Uppgifter om typfartygen har i huvudsak hämtats från LIPASTO. Tyvärr finns ingen information angiven om antal rutter per månad som fartygen antas göra. Däremot finns uppgifter genomsnittlig hastighet och färdsträcka (km) per rutt. Med antagande om en drifttid på i genomsnitt 6 000 timmar per år för samtliga fartyg, erhålls följande beräkningar av antal anlöp per månad för respektive fartygstyp. 53

Tabell 27 Antaganden om antal anlöp per kalendermånad Fartygstyp Hastighet (km/h) Drifttid/år km/år km/rutt rutter/ månad Procent som avgiftsbeläggs Container (140 000 BT) 35.2 6 000 211 128 30 000 0.6 100.0% Container (10 000 BT) 46.3 6 000 277 800 4 000 5.8 34.6% RoRo (18 000 BT) 33.3 6 000 200 016 2 600 6.4 31.2% Färja (43 000 BT) 33.3 6 000 200 016 800 20.8 24.0% Bulk (10 000 BT) 24.1 6 000 144 456 1 000 12.0 16.6% Bulk (20 000 BT) 24.1 6 000 144 456 1 200 10.0 19.9% General cargo (3 000 BT) 22.2 6 000 133 344 3 200 3.5 57.6% Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 19.8 6 000 118 898 500 19.8 10.1% Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 23.5 6 000 141 122 4 000 2.9 68.0% Det ger följande korrigerad beräkning av den genomsnittliga farledsavgiften per anlöp sett över en hel kalendermånad. Tabell 28 Korrigerad beräkning av farledsavgift (kr/anlöp) Fartygstyp Nox Sox Tot Container (140 000 BT) 51 000 98 000 149 000 Container (10 000 BT) 7 084 2 419 9 503 RoRo (18 000 BT) 11 512 3 931 15 443 Färja (43 000 BT) 12 239 2 064 14 303 Bulk (10 000 BT) 3 406 1 163 4 569 Bulk (20 000 BT) 8 174 2 791 10 965 General cargo (3 000 BT) 3 542 1 210 4 752 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 7 771 4 522 12 293 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 52 380 30 476 82 856 Internaliseringsgrad för NOx och SO 2 I tabellerna nedan redovisas de beräknade internaliseringsgraderna för respektive fartygstyp. I den första tabellen, Tabell 29, redovisas den totala internaliseringsgraden, dvs. den totala avgift som rederierna betalar för NOx- och SO 2 - utsläppen via farledsavgiften som andel av den totala skadekostnaden för samtliga utsläpp inkl. CO 2 och PM2,5. 54

Tabell 29 Total internaliseringsgrad Skadekostnad per rutt (1 000 kr) Internaliseringsgrad (%) Fartygstyp Farledsavg. 1 000 kr* ASEK LÅG HÖG ASEK LÅG HÖG Container (140 000 BT) 149.0 125 192 48 908 220 469 0.12% 0.30% 0.07% Container (10 000 BT) 9.5 2 670 1 052 4 741 0.36% 0.90% 0.20% RoRo (18 000 BT) 15.4 1 684 671 3 069 0.92% 2.30% 0.50% Färja (43 000 BT) 14.3 746 293 1 470 1.92% 4.88% 0.97% Bulk (10 000 BT) 4.6 465 182 822 0.98% 2.51% 0.56% Bulk (20 000 BT) 11.0 715 281 1 264 1.53% 3.91% 0.87% General cargo (3 000 BT) 4.8 538 212 954 0.88% 2.24% 0.50% Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 12.3 578 228 1 028 2.13% 5.40% 1.20% Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 82.9 3 640 1 438 6 481 2.28% 5.76% 1.28% * Den del av farledsavgiften som är kopplad till bruttodräktigheten, dvs. som styrs av utsläppen av Nox och SO 2 och som är noll om utsläppen är noll I Tabell 30 redovisas internaliseringsgraden för NOx och SO 2, dvs. den totala farledsavgiften för NOx- och SO 2 -utsläppen som andel av den totala skadekostnaden för NOx- och SO 2 -utsläpp. Tabell 30 Internaliseringsgrad för NOx och SO 2 (exkl. CO 2 och PM) Skadekostnad 1 000 kr Internaliseringsgrad (%) Fartygstyp Farledsavg.1 000 kr ASEK LÅG HÖG ASEK LÅG HÖG Container (140 000 BT) 149.0 68 351 26 172 83 502 0.22% 0.57% 0.18% Container (10 000 BT) 9.5 1 474 574 1 849 0.64% 1.66% 0.51% RoRo (18 000 BT) 15.4 892 354 1 150 1.73% 4.37% 1.34% Färja (43 000 BT) 14.3 287 110 349 4.98% 13.06% 4.10% Bulk (10 000 BT) 4.6 255 99 316 1.79% 4.64% 1.45% Bulk (20 000 BT) 11.0 393 152 487 2.79% 7.22% 2.25% General cargo (3 000 BT) 4.8 297 115 371 1.60% 4.12% 1.28% Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 12.3 319 124 399 3.86% 9.92% 3.08% Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 82.9 2 015 788 2 543 4.11% 10.52% 3.26% 6.3 Påverkan på transportkostnader I det följande redovisas beräknade bränslekostnader för respektive typfartyg, uttryckt i kr/fartygskm, kr/tonkm och kr/rutt. Dessa beräkningar jämförs sedan med den kostnad som behöver påföras sjöfarten för att uppnå fullständig internaliserings (marginalkostnadstäckning) enligt beräkningarna i föregående avsnitt och under antagandet att internaliseringen ska uppnås just genom att lägga på sjöfarten ytterligare kostnader. Vi gör inga anspråk på hur en eventuell internalisering ska uppnås. För att kunna göra ett sådant ställningstagande bör samtliga avgifter, skatter 55

och subventioner kartläggas och en jämförelse mellan de olika transportslagen göras. Antaganden om bränslepris Priset för LS 180 ligger för närvarande (mars 2010) på 482 USD/ton, men har pendlat mellan 440-495 USD/ton under de senaste sex månaderna. Priset för MDO ligger för närvarande på 611 USD/ton, men har pendlat mellan 523-611 USD/ton under perioden. Priset för MGO ligger för närvarande på 667 USD/ton, men har pendlat mellan 565-667 USD/ton under perioden. Sett över en längre tidsperiod har de historiska priserna på dessa och andra fartygsbränslen fluktuerat i än större omfattning. Med hänsyn till ovannämnda fluktuationer i bränslepriserna har vi i beräkningarna utgått ifrån ett nuläge med följande priser uttryckta i kronor per ton: LS180: 3 500 SEK/ton MDO: 4 200 SEK/ton MGO: 4 550 SEK/ton Med uppgifter om typfartygens bränsleförbrukning per fartygskm, sträcka per rutt och genomsnittlig last ger det följande beräknade bränslekostnader uttryckt i kr/fartygskm, kr/tonkm och kr/rutt. Tabell 31 Bränslekostnad för respektive fartygstyp Bränsleförbrukning Bränslekostnad Typfartyg (g/km) (g/tonkm) ton/rutt kr/km kr/tonkm kr/rutt Container (140 000 BT) 371 990 4.8 11 160 1 302 0.017 39 058 921 Container (10 000 BT) 58 670 13.0 235 205 0.046 821 380 RoRo (18 000 BT) 59 844 41.9 156 209 0.147 544 581 Färja (43 000 BT) 112 857 39.5 90 474 0.166 379 201 Bulk (10 000 BT) 41 157 4.9 41 144 0.017 144 048 Bulk (20 000 BT) 52 704 3.3 63 184 0.012 221 357 General cargo (3 000 BT) 14 821 8.2 47 52 0.029 165 992 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 101 710 2.0 51 356 0.007 177 992 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 79 722 1.6 319 279 0.006 1 116 103 För att uppnå full marginalkostnadstäckning, enligt beräkningarna i föregående avsnitt, behöver följande kostnader påföras sjöfarten. 56

Tabell 32 Tillkommande kostnad för full marginalkostnadstäckning (ASEK) Fartygstyp kr/rutt kr/km kr/tonkm Container (140 000 BT) 125 043 358 4 168 0.054 Container (10 000 BT) 2 660 235 665 0.148 RoRo (18 000 BT) 1 668 948 642 0.450 Färja (43 000 BT) 731 885 915 0.320 Bulk (10 000 BT) 459 942 460 0.055 Bulk (20 000 BT) 703 548 586 0.037 General cargo (3 000 BT) 533 298 167 0.093 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 565 526 1 131 0.023 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 3 557 061 889 0.018 För varje rutt som t.ex. färjan färdas så uppstår utsläpp av CO 2 och föroreningar till luft som enligt beräkningarna kostar samhället ca 746 200 kr (Tabell 29). Den genomsnittliga farledsavgiften per anlöp (dvs. den del som beror på utsläppen av NOx och SO 2 och som är noll om utsläppen är noll) är ca 14 300 kr per anlöp (Tabell 29). För full marginalkostnadstäckning saknas alltså ca 731 900 kr/rutt. För färjan är den beräknade bränslekostnaden ca 379 200 kr/rutt. Om vi t.ex. utgår ifrån att full marginalkostnadstäckning ska ske genom ökade bränslekostnader 14 behöver alltså bränslepriserna öka med närmare 200 procent (dvs. bränslekostnaden behöver bli närmare tre gånger så hög), en ökning med 731 900 kr/rutt, från 379 200 till 1 111 100 kr/rutt. För övriga fartygstyper är ökningen drygt 300 procent (dvs. fyra ggr. så höga bränslekostnader). 14 Notera att en bränsleskatt (eller annan km-beroende avgift/skatt) inte skulle leda till internalisering, eftersom bränsleskatten endast kommer åt CO 2 -utsläppen och de utsläpp av NOx och SO2 som är direkt kopplade till bränsleförbrukningen, men inte de specifika NOx- och SO2-utsläppen (dvs. utsläpp per kwh 57

7 Kostnadseffektiva åtgärder för att begränsa utsläppen 7.1 Utgångspunkter Om åtgärder vidtas som är billigare än skadekostnaden för utsläpp kan transportkostnaderna för företagen minskas (förutsatt att företagen tvingas betala för skadekostnaden). Skatter eller avgifter som motsvarar den marginella skadekostnaden för ytterligare utsläpp skulle t.ex. ge incitament till rederier att vidta åtgärder för att reducera utsläppen så länge åtgärdskostnaden för ytterligare utsläppsminskningar är lägre än det samhälleliga värdet av utsläppsminskningen, dvs. den skatt/avgift som rederiet därmed inte längre behöver betala. Handel med utsläppsrätter leder till liknande incitament. Genom att vidta kostnadseffektiva åtgärder reduceras den samhällsekonomiska kostnaden för sjötransporterna. Det finns flera exempel på åtgärder som kan vidtas för att reducera sjöfartens utsläpp. Ett sätt att kategorisera åtgärderna är enligt följande: Tekniska åtgärder som reducerar de specifika utsläppen, t.ex. mätt i kg utsläpp per liter (alt. kg eller kwh) förbrukat bränsle. Åtgärder som reducerar den specifika bränsleförbrukningen, t.ex. mätt i liter per fartygskilometer. Förändrade trafik-/transportarbete, mätt i fartygskm eller tonkm. De tekniska åtgärderna reducerar utsläppen utan att reducera den totala bränsleförbrukningen. Exempel på tekniska åtgärder är användning av SCR teknik (katalysatorer) eller övergång till ett mer lågsvavligt bränsle. Den specifika bränsleförbrukningen kan t.ex. reduceras genom utveckling och installation av mer energieffektiva motorer eller utveckling av mer strömlinjeformade skrov i nya fartyg m.m.. För existerande fartyg kan bränsleförbrukningen även reduceras genom åtgärder såsom sänkt hastighet. Slutligen kan sjöfartens utsläpp reduceras genom anpassningar i trafikoch/eller transportarbete. Det kan t.ex. handla om överflyttningar till större fartyg, ökade lastfaktorer eller överflyttningar till väg/järnväg alt. inställda transporter. Fokus i detta kapitel ligger på de tekniska åtgärderna, eftersom dessa är av avgörande betydelse (de mest kostnadseffektiva) för att reducera utsläppen av NOx och SO 2 och därmed i huvudsak de åtgärder som rederierna skulle välja att vidta om de tvingades betala för skadekostnaderna från NOx- och SO 2 -utsläppen. Åtgärder för att reducera den specifika bränsleförbrukningen är mest avgörande för att reducera CO 2 -utsläppen. Även dessa åtgärder beaktas därför i detta kapitel. Den påverkan på sjöfartens trafik-/transportarbete som en fullständig (marginal) kostnadstäckning skulle medföra diskuteras endast översiktligt. 58

7.2 Åtgärder för att reducera NOx-utsläppen Kommande regleringar ställer krav på att åtgärder vidtas IMO/MEPC antog i oktober 2008 skärpta gränsvärden för NOx-utsläpp från fartyg. De nya reglerna innebär att kraven på maximalt tillåtna utsläpp av NOx skärps globalt i två steg. För NECA skärps kraven ytterligare i ett tredje steg. De tillåtna nivåerna varierar beroende på fartygsmotorernas varvtal (rpm) enligt nedan. STEG 1 omfattar fartyg byggda mellan 2001-2010 och gäller globalt rpm < 130 17,0 g NOx/kWh rpm 130 - < 2000 45*n-0,2 (där n=rpm) rpm >2000 9,8 g NOx/kWh STEG 2 omfattar fartyg byggda från och med 2011 och gäller globalt rpm < 130 14,4 g NOx/kWh rpm 130 - < 2000 44*n-0,23 (där n=rpm) rpm >2000 7,7 g NOx/kWh STEG 3 omfattar fartyg byggda från och med 2016 (gäller i NECA och kräver beslut om inrättande av ett NECA) rpm < 130 3,4 g NOx/kWh rpm 130 - < 2000 9*n-0,2 (där n=rpm) rpm >2000 2,0 g NOx/kWh Motorer med ett varvtal under 130 rpm är s.k. large bore motorer och är installerade främst i större tank-, bulk- och containerfartyg. Högvarviga motorer med ett varvtal över 2000 används huvudsakligen av små fartyg och som hjälpmotorer för fartygens elförsörjning. Den stora populationen av fartyg har medelvarvsmotorer installerade, där varvtalet ligger mellan 130 och 2000 rpm. Kravet i Steg 2 är att utsläppen av NOx får uppgå till maximalt 7,7-14,4 gram NOx per kwh beroende på motorns varvtal. För Steg 3 (som kräver beslut om inrättande av ett NECA) är kravet max 2,0-3,4 gram NOx per kwh. För de typfartyg som beräkningarna i föregående kapitel baserades på uppgår de specifika NOxutsläppen till 6,7 g/kwh för färjan och till 11,9-13,2 g/kwh för övriga fartyg. Tekniska åtgärder en översikt Enligt bedömningar av bl.a. Sjöfartsverket kan steg 2 (max 7,7-14,4 g/kwh) uppnås genom relativt begränsade ändringar i fartygens förbränningsprocess, medan steg 3 (max 2,0-3,4 g/kwh) kräver mer omfattande åtgärder. Ändringar i förbränningsprocessen för att klara kraven i steg 2 kan t.ex. utgöras av skifte av bränsleventiler till s.k. slide-valves eller vatteninjektering direkt till förbränningsrummet (DWI) eller uppfuktning av förbränningsluften. Modifiering av timingen för bränsleinsprutning kan utgöra en annan åtgärd för att uppnå kraven i steg 2. 59

Beroende på maskintyp och optimeringsgrad finns även andra åtgärder som enskilt eller tillsammans kan sänka den kritiska temperaturen för NOx-bildningen, exempelvis EGR (exhaust gas recirculation), tvåstegs turboladdning och Millertiming av ventilstyrning. Åtgärder för att klara kraven i steg 3 utgörs av installation av katalysatorer (SCR =Selective Catalytic Reduction) med urea som reduktionsmedel eller humid air motor (HAM) med tillägg av annan teknik. Ett alternativ är att nya fartyg byggs för drift med naturgas (LNG). Befintliga fartyg kan dock i normalfallet inte byggas om för LNG-drift på grund av utrymmesbrist i fartygen. De tekniska möjligheter att rena fartygs kväveoxidutsläpp som Sjöfartsverket bedömer har störst potential idag är selektiv katalytisk avgasrening (SCR), direkt vatteninsprutning (DWI) och HAM-teknik. Selektiv katalytisk avgasrening (SCR) Selektiv katalytisk avgasrening (SCR) innebär att en urea/vattenlösning sprutas in i de varma avgaserna för pyrolys till ammoniak över en katalysator där ammoniaken reagerar med kväveoxiderna och reducerar dessa till kvävgas. Tillförseln av urea regleras av effektuttaget. Åtgången är 5 till 8 viktprocent av bränsleförbrukningen. Underhållsbehovet är beroende av bränsletyp. Om marin gasolja används är underhållsbehovet minimalt. Med en kompletterande oxidationskatalysator kan även utsläppen av flyktiga organiska kolväten, kolmonoxid och partiklar minskas. Selektiv katalytisk avgasrening är den vanligaste marina tillämpningen för att reducera kväveoxidutsläppen. Det finns över 300 installationer i fartyg runt om i världen. Tekniken är, rätt installerad och optimerad, mycket tillförlitlig. Direkt vatteninsprutning (DWI) Direkt vatteninsprutning innebär att färskvatten under högt tryck sprutas in som vattendimma i förbränningsrummet, separat eller blandat med bränslet som vattenemulsion. Vattendimman sänker förbränningstemperaturen vilket leder till minskat bildande av kväveoxider. Förbrukningen av saltfritt färskvatten uppgår till i storleksordningen 40 till 70 procent av bränsleförbrukningen, vilket kan lösas genom stora färskvattentankar och bunkring av färskvatten. Ett alternativ är att avsalta havsvatten genom omvänd osmos eller med hjälp av evaporatorer. Direkt vatteninsprutning innebära en något förhöjd bränsleförbrukning (vanligen upp till 2 %) beroende av hur långt man önskar driva reduktionen av kväveoxider. Vattnet tar sitt ångbildningsvärme från förbränningen varför motorns bränsleeffektivitet minskar något. Tekniken har funnits på marknaden sedan 1998. Idag finns installationer på ett tiotal fartyg. HAM HAM-tekniken är till viss del besläktad med direkt vatteninsprutning (DWI). HAM innebär dock att havsvatten förångas med hjälp av spillvärme från motorns kylvattensystem och turboladdare och blandas in i ångform före förbränningsrummet för att sänka förbränningstemperaturen och reducera kväveoxidbildningen. Processen fungerar också vid höga salthalter i havsvattnet genom att man sänker ytspänningen i processvattnet kemiskt för att förhindra saltuppbyggnad. Tekniken minskar 60

även smörjoljeförbrukningen och den sänkta temperatur innebär även markant sänkt termisk belastning på utsatta delar i motorn vilket minskar underhållsbehovet och förlänger underhållsintervallen. HAM har installerats på två fartyg, ett svenskt kustbevakningsfartyg och på Viking Lines färja Mariella. I den senare har tekniken varit i drift sedan 1997 och erfarenheterna är mycket goda. Viking Line har konstaterat att Mariella är mer energieffektivt än motsvarande fartyg som saknar denna utrustning. Tekniken kan utvecklas vidare så att spillvärmen och det ökade massflödet genom motorn utnyttjas i de utgående avgaserna i ett andra steg. Det kan ske via en höghastighetsturbingenerator för att reducera den totala bränsleförbrukningen genom att höja totalverkningsgraden för anläggningen och därigenom minska emissionerna ytterligare. Detta är en fråga som under senare tid blivit allt mer fokuserad med tanke på koldioxidutsläppen och klimatfrågan. HAM-tekniken lämpar sig väl även för oceangående fartyg genom att reduktionsmedlet vare sig behöver medföras eller medför någon ytterligare kostnad när installationen väl gjorts. Åtgärdskostnader och utsläppsreduktioner För att klara steg 3, dvs. reducera utsläppen till max 2,0-3,4 g/kwh, krävs investeringar i SCR eller HAM-teknik med tillägg av annan teknik såsom direktverkande turbo compound. Turbo compound befinner sig än så länge på projektstadiet (Mariella har alltså HAM-teknik utan turbo compound installerad). Ombyggnad till gasdrift för reduktion av enbart NOx-utsläpp anses inte vara kostnadsmässigt motiverat och i de flesta fall inte möjligt att genomföra i befintliga fartyg. I rapporten Handlingsplan för att reducera kväveoxidutsläppen från fartyg (från oktober 2009) redovisar Sjöfartsverket kostnadsuppskattningar för investeringar i och drift av SCR-teknik på ett antal typfartyg. Som underlag för beräkningarna antas att varje fartygs totala drifttid uppgår till i genomsnitt 6 000 timmar per år. En SCR-anläggning beräknas ha en avskrivningstid på tio år. För investeringsoch installationskostnad har antagits ett pris på 4 Mkr per fartyg plus 420 kr per installerad kilowatt. Priset på fyrtioprocentig urea med normalkvalitet har satts till 1 500 kr/ton (priset för högkvalitativ urea är cirka 2 350 kr/ton). Åtgången av urea är beroende av maskinernas ursprungliga NOx-prestanda, maskineffekten samt motorernas drifttid och har satts till 0,1 kilo per kilo förbrukat bränsle. De fartyg som Sjöfartsverkets beräkningar baseras på har en installerad maskineffekt på 2 200-63 000 kw (vilket kan jämföras med 2 000-80 000 kw i våra beräkningar) och ursprungliga NOx-utsläpp på 12,5-17,0 gram NOx per kwh (vilket kan jämföras med 12-13 g/kwh i våra beräkningar). Med samma antaganden kring investeringskostnad, avskrivningstid och kostnad för ureaåtgång som i Sjöfartsverkets beräkningar erhålls följande beräknade kostnader. 61

Tabell 33 Installations- och driftkostnad för SCR i valda typfartyg Fartygstyp Investering, tkr Ureaåtgång per år, ton Ureakostnad per år, tkr Årlig kostnad, tkr Container (140 000 BT) 37 600 10 334 15 501 19 261 Container (10 000 BT) 9 460 1 239 1 858 2 804 RoRo (18 000 BT) 10 300 1 197 1 795 2 825 Färja (43 000 BT) 15 340 2 254 3 381 4 915 Bulk (10 000 BT) 6 520 594 891 1 543 Bulk (20 000 BT) 7 780 761 1 141 1 919 General cargo (3 000 BT) 4 840 198 296 780 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 12 400 1 209 1 814 3 054 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 12 400 1 125 1 688 2 928 De fartyg som Sjöfartsverkets beräkningar av SCR-teknikens kostnader och effekter baseras på antas ha en ursprunglig NOx-prestanda på 12,5-17,0 gram/kwh. Installation av SCR-teknik på fartygens samtliga motorer antas reducera utsläppen med 95 procent, dvs. till 0,60-0,85 g/kwh. De typfartyg som våra beräkningar baseras på antas ha ursprunglig NOxprestanda på 3,4 g/kwh värmevärde för färja och 5,9-6,6 g/kwh värmevärde för övriga fartyg. Beräkningarna i följande tabeller baseras på antagandet att installation av SCR-teknik, med kostnader enligt Tabell 33, reducerar även dessa fartygs specifika NOx-utsläpp med 95 procent. Undantaget är typfartyget för färja, som har lägre ursprungliga utsläpp pga. antagandet att ca hälften av färjorna redan har SCRrening. Dessa kan inte renas en gång till (även för färja). Antagandet är därför att endast halva typfärjan renas och därmed även till halva kostnaden. Med en värdering enligt ASEK på 79,1 kr/kg NOx (2009 års prisnivå) ger det följande beräkningar av NOx-utsläpp och samhällsekonomisk nytta av utsläppsreduktion vid installation av SCR-teknik: Tabell 34 NOx-utsläpp och samhällsekonomisk nytta vid installation av SCR för valda typfartyg Utsläpp Nytta/Kostnad Fartygstyp Utsläpp av Nox, g/kwh av Nox med SCR, g/kwh Beräknad minskning per år, ton SE nytta, milj. kr Container (140 000 BT) 6.47 0.32 7 094 560.9 29.1 Container (10 000 BT) 6.57 0.33 863 68.2 24.3 RoRo (18 000 BT) 5.93 0.30 752 59.5 21.0 Färja (43 000 BT) 3.37 0.34 764 60.4 24.6 Bulk (10 000 BT) 6.52 0.33 411 32.5 21.1 Bulk (20 000 BT) 6.53 0.33 527 41.6 21.7 General cargo (3 000 BT) 6.56 0.33 137 10.9 13.9 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 6.56 0.33 841 66.5 21.8 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 6.59 0.33 787 62.2 21.2 Notera att beräkningarna i tabellen ovan inte beaktar det faktum att SCR också kan leda till reducerade utsläpp av PM (vilket har en samhällsekonomisk nytta, även 62

om ASEK:s regionala värden för PM är satta till noll). Enligt beräkningarna skulle de samlade NOx-utsläppen från typfartygen reduceras med drygt 12 000 ton om SCR-teknik installerades i samtliga motorer. Med en kostnad på 40,0 Mkr innebär det att rening av NOx i dessa typfartyg kan reduceras till en kostnad om 3,28 kr/kg reducerad NOx. ASEK:s värdering uppgår i 2009 års prisnivå till 79,1 kr/kg NOx. Det innebär en total nytta på ca 966 Mkr för den sammanlagda utsläppsminskningen. I genomsnitt överstiger nyttan kostnaden med en faktor 24. Investeringar i SCR-teknik är således en mycket kostnadseffektiv åtgärd för samhället. 7.3 Åtgärder för att reducera SO 2 -utsläppen Kommande krav IMO antog den 9 oktober 2008 skärpta gränsvärden för svavel i marint bränsle. De nya reglerna innebär följande. Globalt Idag är högsta tillåtna svavelhalt i marint bränsle 4,5 viktprocent. Från 2012 sänks gränsen till 3,5 viktprocent och från 2020 till 0,5 viktprocent. En översyn av tillgången till lågsvavligt bränsle på den internationella marknaden ska emellertid göras 2018. Om det då visar sig att tillgången är för liten, kommer gränsen 0,5 viktprocent att flyttas fram till 2025. SECA (Sulphur Emission Control Area) Inom Östersjön, Nordsjön och Engelska kanalen (s.k. SECA) gäller idag gränsvärdet 1,5 viktprocent svavel. En gräns som ändras 1 juli 2010 till 1,0 viktprocent samt 1 januari 2015 till 0,1 viktprocent. I beräkningarna har antagits att samtliga typfartyg förutom färjan redan använder bränsle med 1,0 viktprocent svavel. Färjan antas använda bränsle med 0,47 viktprocent svavel. Tekniska åtgärder en översikt Hittills har användning av olja med lägre svavelhalt varit den helt dominerande metoden att sänka utsläppen av svaveldioxid från sjöfarten. På senare tid har emellertid teknik som länge använts vid stationära förbränningsanläggningar och för framställning av inertgas i tankfartyg, så kallade skrubbers, lanserats som en möjlighet för sjöfartens del att reducera utsläppen av svaveloxider. Avloppsvattnet från sådana skrubbers kräver dock behandling i områden med låg vattenomsättning för att inte utgöra ett nytt miljöproblem. 63

Raffinaderiernas möjligheter att ta fram lågsvavligt marint bränsle Sjöfartsverket har identifierat fem möjliga tillvägagångssätt för raffinaderinäringen att ta fram ett mer lågsvavligt marint bränsle. Faktorer som påverkar raffinaderiernas val är exempelvis investeringskostnader, teknikens långsiktiga hållbarhet samt känsligheten för ny teknik och utveckling. Se Sjöfartsverket (2009), Konsekvenser av IMO:s nya regler för svavelhalt i marint bränsle för en detaljerad beskrivning. Användande av skrubberteknik Tekniken att vidareförädla och destillera tjockolja till bränsle med en lägre svavelhalt än 0,1 viktprocent (vilket är SECA:s krav fr.o.m. 2015) är känslig för teknisk utveckling på fartygen i form av rökgastvättar, så kallade skrubbrar men även för annan teknik eller annat drivmedel, som t.ex. naturgas, till fartygen. Fartyg som installerat skrubbrar kan t.ex. använda ett bränsle med betydligt högre svavelhalt även efter 2015. Det är dock värt att notera att de regler som utarbetats inom IMO för utsläpp av svavelhaltigt tvättvatten från s.k. öppna saltvattensskrubbrar är baserade på förutsättningarna i en rent marin miljö med hög salthalt och hög alkalinitet för att neutralisera de sura utsläppen. Detta innebär ett problem för skärgårdar, floder och andra utsötade miljöer, exempelvis Östersjöområdet, där oerhörda vattenmängder skulle erfordras för att minska miljöpåverkan till en acceptabel nivå. Mycket talar för att de marina förhållanden som råder i Östersjön knappast tål en sådan mer frekvent återkommande belastning. Därför förhåller sig svenska myndigheter och institutioner, vilka är engagerade i det marina miljöarbetet, tillsvidare avvaktande till den öppna skrubbertekniken. Slutna färskvattenskrubbrar som neutraliserar bränslesvavel från rökgaserna i fartyg med hjälp av natriumhydroxid är däremot möjliga att acceptera från marin miljösynpunkt under förutsättning att inga utsläpp sker till den marina miljön. De skapar dock arbetsmiljömässiga säkerhetsproblem samt förutsätter att mottagningsanordningar inrättas i hamnarna för omhändertagande av de resterande lakvätskorna som torde kräva behandling som miljöfarligt avfall med tillhörande kostnader för transport och destruktion. Åtgärdskostnader och utsläppsreduktioner Tillgång och efterfrågan på fartygsbränsle fram till 2020 Enligt Svenska Petroleum Institutet (SPI) och Preem AB kommer oljeindustrin att kunna processa tillräckligt med lågsvavligt bränsle till 2015 för att uppfylla sjöfartens behov inom SECA. Efterfrågan på bränsle fram till 2015 bedöms förskjutas ytterligare från tyngre oljor mot destillatbränslen, exempelvis marin dieselolja (MDO) och marin gasolja (MGO). Efterfrågan på uppvärmningsbränslen bedöms minska kraftigt samtidigt som en ökad efterfrågan på fartygsbränsle är att vänta. Efterfrågan på bensin antas minska medan efterfrågan på mellandestillat förväntas fortsätta att öka. Tillgången av och prisbilden på mellandestillat kommer till år 2015 även att 64

påverkas av efterfrågan på dieselbränsle och bensin för landbaserade transporter. Antaganden om bränslepriser i beräkningarna Beräkningar har gjorts med uppgifter om bränslepriser i Rotterdam. På grund av den stora historiska variationen som bränslepriserna uppvisar och den stora osäkerheten om hur framtida priser kommer att utvecklas och hur priserna kommer att påverkas av den skiftande efterfrågan mot lågsvavligt bränsle, har förenklande antaganden gjorts enligt följande. LS 180 motsvarar bränsle med max 1,0 procent svavel. MDO motsvarar bränsle med max 0,5 procent svavel MGO motsvarar bränsle med max 0,1 procent svavel Prisutvecklingen på dessa bränslen under det senaste halvåret redovisas i diagrammet och tabellen nedan. Figur 2 Prisutveckling på marint bränsle sep 09 mar 10 (Rotterdam), USD/ton Tabell 35 Prisutveckling på marint bränsle aug 09 feb 10 (Rotterdam), USD/ton Datum LS180 MDO MGO MGO- LS180 MGO- MDO Aug 09 440.5 525.5 565.0 124.5 39.5 Sep 09 462.0 568.0 612.0 150.0 44.0 Oct 09 494.0 595.0 629.5 135.5 34.5 Nov 09 479.5 583.5 617.5 138.0 34.0 Dec 09 489.5 608.5 638.0 148.5 29.5 Jan 10 467.5 581.0 612.5 145.0 31.5 Feb 10 482.0 611.0 667.0 185.0 56.0 Som framgår ovan har priserna visat en relativt stor volatilitet under det senaste 65

halvåret, och i ett längre tidsperspektiv är fluktuationen ännu större. Det är följaktligen svårt att med utgångspunkt i enbart den historiska utvecklingen prognostisera hur priserna kommer att utvecklas under kommande år, även i avsaknaden av krav på lägre svavelinnehåll som skiftar efterfrågan mot de mer lågsvavliga bränslena. Det viktiga för beräkningarna är emellertid hur prisdifferensen mellan de olika bränslena har utvecklats. Även differensen varierar över tiden. Prisdifferensen mellan LS180 och MGO har varierat mellan 125-185 USD/ton under perioden, medan prisdifferensen mellan MDO och MGO har varierat mellan 30-56 USD/ton. I Sjöfartsverkets beräkningar har utgångspunkten varit medelvärdet av priserna i Rotterdam under perioden oktober-november 2008. Under denna period var prisdifferensen mellan LS180 och MGO ca 265 USD/ton, vilket kan jämföras med 125-185 USD/ton under det senaste halvåret. Under okt-nov 2008 var prisdifferensen mellan MGO och MDO ca 60 USD/ton, vilket kan jämföras med 30-56 USD/ton under det senaste halvåret. Det är följaktligen främst prisdifferensen mellan LS180 och MGO som historiskt sett varit relativt liten under det senaste halvåret. Idag är gränsvärdet för SECA 1,5 viktprocent svavel. Gränsen ändras 1 juli 2010 till 1,0 viktprocent samt 1 januari 2015 till 0,1 viktprocent. Övergången från 1,5 till 1,0 och från 1,0 till 0,1 inom SECA-området kommer att leda till att efterfrågan på marint bränsle successivt kommer att förskjutas mot det mer lågsvavliga alternativet, vilket sannolikt kommer att leda till ökade priser för de lågsvavliga alternativen och ökade differenser mellan de olika bränslena. Beräkningarna i detta avsnitt syftar till att visa konsekvenserna för sjöfarten i Svenskt närområde om samtliga fartyg övergår till MGO. Beräkningarna baseras på följande förenklade antaganden: Tabell 36 Pris på marint bränsle idag och efter övergång till MGO, SEK per kg Bränsle Pris idag Pris efter övergång till MGO för fartyg i Svenskt närområde LS180 (1,0 %) 3,50 3,50 MDO (0,5 %) 4,20 4,20 MGO (0,1 %) 4,55 5,50 Antagandet är att övergången till MGO leder till att priset på MGO ökar medan priset på LS180 och MDO är oförändrat. För de olika fartygstyperna antas därmed följande: Färja: Övergången från MDO till MGO leder till ökade bränslekostnader motsvarande 1,3 kr/kg. Övriga fartyg: Övergången från LS180 till MGO leder till ökade bränslekostnader motsvarande 2,0 kr/kg. Samband mellan bränslepris och bränsleförbrukning Med ökade bränslepriser skapas incitament till reduktioner i bränsleförbrukning per ton transporterat gods. Det finns flera möjliga åtgärder att vidta för att reducera bränsleförbrukningen. En möjlighet är att reducera fartygens hastighet. Sänkta hastigheter leder emellertid inte enbart till reducerad bränsleförbrukning och 66

bränslekostnad per rutt. Sänkt hastighet innebär också att den totala transporttiden per rutt ökar. Därmed ökar även de tidsrelaterade transportkostnaderna såsom fartygshyra och tidskostnader för godset. Att rederierna i utgångsläget har valt en viss hastighet på fartygen beror på att denna hastighet anses vara vinstmaximerande, dvs. att sänkt hastighet skulle leda till tidsrelaterade kostnader som överstiger vinsten av sänkta bränslekostnader. Om bränslepriserna däremot ökar så ökar även vinsten av att reducera bränsleförbrukningen genom reducerad hastighet. Med höjda bränslepriser kommer rederierna således välja att reducera fartygens hastighet så länge vinsten genom sänkt bränsleförbrukning överstiger de tidsrelaterade kostnader som uppkommer. Det finns ytterligare en faktor att beakta i sammanhanget, nämligen att med sänkt hastighet så minskas även kapaciteten, dvs. ton transporterat gods eller antal personer som transporteras mellan två punkter varje dygn. För att upprätthålla samma kapacitet, dvs. för att möta transportefterfrågan, kan följaktligen fler eller större fartyg behöva sättas in. Användningen av fler eller större fartyg kan begränsa hastighetssänkningens bränslereducerande effekt. Två scenarier (eller ett mellanting mellan dessa) är således möjliga för att beskriva hastighetssänkningens effekt på total bränsleförbrukning. I Scenario 1 antas inga extra (eller större) fartyg behövas, medan i Scenario 2 antas antingen fler eller större fartyg behöva sättas in för att möta transportefterfrågan. Reduktionen i fartygens samlade bränsleförbrukning (pga. sänkt hastighet) blir alltså större i Scenario 1 än i Scenario 2. Det innebär också att med ökade bränslepriser kommer rederierna finna det optimalt att sänka hastigheten mer i Scenario 1 än i Scenario 2. I Scenario 1 skulle höjda bränslepriser leda till en större procentuell minskning i fartygens genomsnittliga hastighet än i Scenario 2. I Scenario 1 skulle dessutom varje procents reduktion i fartygens hastighet leda till en större minskning i fartygens samlade bränsleförbrukning än i Scenario 2. Sammantaget innebär det att höjda bränslepriser skulle få en större effekt på den totala bränsleförbrukningen (och CO 2 -utsläppen) i Scenario 1 än i Scenario 2. Åtminstone sett till sambandet bränslepris hastighet per fartyg total bränsleförbrukning för samtliga fartyg. Men det finns även andra åtgärder som rederierna kan vidta för att reducera bränsleförbrukningen per fartygskm, rutt eller tonkm. I Scenario 2 skulle incitamenten till att reducera bränsleförbrukningen genom andra åtgärder än sänkt hastighet vara förhållandevis hög. Men slutsatsen blir ändå densamma; höjda bränslepriser skulle få en större effekt på bränsleförbrukningen och CO 2 -utsläppen i Scenario 1 än i Scenario 2. I tabellen nedan redovisas skattningar som Wang (2009) gjort avseende sambandet mellan hastighetsreduktion och bränsleförbrukning för containerfartyg i internationella transporter till/från USA (se nedan för sambandet bränslepris hastighetsreduktion). 67

Tabell 37 Samband hastighetsreduktion bränsleförbrukning Reduktion bränsleförbrukning och CO 2 (%) Hastighetsred % Scenario 1 Scenario 2 Genomsnitt 10 18 10 14.0 20 34 21 27.5 30 49 33 41.0 40 61 45 53.0 50 71 56 63.5 Om hastigheten t.ex. reduceras med 30 procent skulle alltså CO 2 -utsläppen reduceras med 49 procent i Scenario 1 och med endast 33 procent i Scenario 2. Anledningen är att i Scenario 2 sätts fler fartyg in för att bibehålla transportkapaciteten och för att möta transportefterfrågan. Att sätta in fler är förenat med företagsekonomiska kostnader. Det innebär att kostnaden för reducera CO 2 -utsläppen med en viss mängd genom sänkta hastigheter är högre i Scenario 2 än i Scenario 1. I Scenario 2 är utsläppsreduktionen mindre och dessutom uppstår ytterligare kostnader än vad som är fallet i Scenario 1. I tabellen nedan redovisas de skattningar som Wang (2009) gjort av sambandet mellan hastighetsreduktion (procent), utsläppsreduktion (procent) och marginell åtgärdskostnad (USD per ton CO 2 -reduktion genom sänkt hastighet). Tabell 38 Samband hastighetsreduktion marginell åtgärdskostnad (MÅK) Scenario 1 Scenario 2 Hast red (%) red (%) MÅK ($/ton) CO 2- red (%) MÅK ($/ton) 10 18 12 10 267 20 34 30 21 288 30 49 54 33 326 40 61 87 45 388 50 71 137 56 489 Källa: Wang (2009) Som framgår av tabellen är det en väsentlig skillnad i den marginella åtgärdskostnaden (MÅK) mellan Scenario 1 och Scenario 2. I Scenario 1 växer MÅK från 12-137 USD/ton och i Scenario 2 växer MÅK från 267-489 USD/ton när hastigheten reduceras från 10-50 procent. (Som jämförelse kan nämnas att ASEK-värdet är 1 500 kr/ton, vilket motsvarar drygt 200 USD/ton.) Antag t.ex. att skatter införs som innebär att bränslepriserna ökar med 100 USD/ton. Med specifika utsläpp på 3,13 kg CO 2 per kg bränsle (vi har använt faktor 3,188 i beräkningarna) innebär det ett CO 2 -pris på 32 USD per ton CO 2 som släpps ut. Rederierna väljer följaktligen att reducera hastigheten på fartygen så länge den marginella åtgärdskostnaden understiger 32 USD/ton CO 2. Enligt tabellen ovan reduceras därmed hastigheten med drygt 20 procent i Scenario 1, vilket innebär att CO 2 -utsläppen reduceras med drygt 34 procent. I Scenario 2 skulle motsvarande höjning i bränslepriset leda till en ytterst liten hastighetsreduktion. Enligt Wang (2009) skulle hastigheten reduceras med 2,0 procent. 68

Ett förenklat antagande kring sambandet mellan procentuell CO 2 -reduktion och marginell åtgärdskostnad, baserat på uppgifter i Wang (2009), redovisas i figuren nedan. Kostnader uttrycks i SEK (antagen kurs 7,2 SEK/USD). Figur 3 Samband CO 2 -reduktion marginell åtgärdskostnad MAC1 är den marginella åtgärdskostnaden i Scenario 1 enligt Wang (2009) och MAC2 är motsvarande kostnad i Scenario 2. I brist på annan information har vi i beräkningarna för sjöfarten i svenskt närområde (alla fartygstyper inräknade) utgått ifrån ett samband mellan bränslepris, hastighetsreduktion och bränsleförbrukning (CO 2 -utsläpp) som baseras på att den marginella åtgärdskostnaden ökar med 48,6 kr för varje procent ökning i CO 2 -reduktionen. Det innebär en marginell åtgärdskostnad som ligger någon stans emellan de två ytterligheterna i Wang (2009), se Antagande figuren ovan. Ett CO 2 -pris på 1 500 SEK/ton CO 2 (dvs. ASEK-värdet), skulle t.ex. motsvara en höjning av bränslepriset (LS180) med 4 782 kr/ton, från 3 500 till 8 282 kr/ton (dvs. ökning med 137 %). Med den antagna marginella åtgärdskostnaden skulle rederierna välja att reducera bränsleförbrukningen och således CO 2 -utsläppen med närmare 32 procent (vid denna punkt är den marginella åtgärdskostnaden 48,6*31 = 1507 kr/ton). Se tabellen nedan för antaget samband mellan bränsleprisökning och CO 2 -reduktion. 69

Tabell 39 Antaget samband mellan bränsleprisökning CO 2 -reduktion Bränsleprishöjning (kr/ton) CO 2 -pris (kr/ton) CO 2 -red (%) 500 157 4.2 1 000 314 7.5 1 500 471 10.7 2 000 627 13.9 2 500 784 17.1 3 000 941 20.4 3 500 1 098 23.6 4 000 1 255 26.8 4 500 1 412 30.0 5 000 1 568 33.3 Antag t.ex. att en skatt införs som innebär att bränslepriset ökar med 3 000 kr/ton. Det motsvarar ett CO 2 -pris på 3000/3,188 = 941 kr/ton. Som resultat av denna skatt väljer rederierna att reducera hastigheten på fartygen så länge den marginella åtgärdskostnaden är lägre än 941 kr/ton CO 2, vilket enligt tabellen ovan innebär att hastighet sänks till en nivå där bränsleförbrukningen och CO 2 -utsläppen per rutt (eller km) har reducerats med 20,4 procent. Vid denna nivå är den marginella åtgärdskostnaden lika med CO 2 -priset. Anpassningskostnad pga. sänkt hastighet (utan höjt bränslepris) Antag att rederierna i utgångsläget, givet rådande bränslepriser, fartygshyror och andra tids- eller distansrelaterade kostnader, har valt att optimera hastigheten på sina fartyg. Antag också att de utifrån detta läge tvingas att sänka hastigheten på ett av sina fartyg, även vid oförändrat bränslepris. Hastigheten sänks till en nivå där bränsleförbrukningen och CO 2 -utsläppen per fartygskm har reducerats med 20,4 procent. Enligt figur 3 och tabell 39 ovan så uppgår den marginella åtgärdskostnaden vid denna punkt till 941 kr/ton CO 2. Eftersom vi har antagit att den marginella åtgärdskostnadskurvan är linjär (med lutning 48,6) och har en skärningspunkt i origo så innebär det att den totala reduktionen i CO 2 -utsläpp på 20,4 procent har uppnåtts till en anpassningskostnad som i genomsnitt uppgår till 941/2 = 470,5 kr per ton CO 2. Låt oss säga att fartyget ifråga förbrukar 100 kg bränsle per km i utgångsläget (och att priset på bränslet är 3,5 kr/kg). Det innebär att utsläppen av CO 2 uppgår till 318,8 kg per km i utgångsläget. Efter hastighetssänkningen har bränsleförbrukningen minskat med 20,4 procent dvs. med 20,4 kg/km och CO 2 -utsläppen har reducerats med 20,4 procent dvs. med 65,0 kg/km. Anpassningskostnaden för att reducera CO 2 -utsläppen genom sänkt hastighet uppgår i genomsnitt till 470,5 kr/ton eller 0,47 kr/kg. Det ger en total anpassningskostnad på 65,0*0,47 (= 20.4*1,5) = 30,6 kr/km, inklusive reducerad bränslekostnad. Anpassningskostnaden för sänkt hastighet består nämligen, något förenklat, av två delar; 70

1. Tidsrelaterad kostad: Sänkt hastighet innebär att transporterna tar längre tid. Tid är kostnad. 2. Vinst pga. lägre bränslekostnad: Sänkt hastighet innebär att bränsleförbrukningen (och CO 2 -utsläppen) reduceras. Med givet bränslepris ger det en lägre bränslekostnad. Förutsatt att rederiet valt att optimera hastigheten i utgångsläget så är en hastighetssänkning förenat med en nettokostnad (30,6 kr/km i räkneexemplet ovan), dvs. den tidsrelaterade kostnaden är högre än vinsten av lägre bränsleförbrukning vid givet bränslepris. I exemplet leder den sänkta hastigheten till att den totala transportkostnaden ökar med 30,6 kr/km. Bränsleförbrukningen har emellertid reducerats med 20,4 kg/km. Med ett bränslepris på 3,5 kr/kg innebär det att bränslekostnaden minskar med 71,4 kr/km. Med andra ord, den sänkta hastigheten leder till följande effekter: Bränslekostnaden reduceras med 71,4 kr/km En tidsrelaterad anpassningskostnad på 102,0 kr/km uppkommer Transportkostnaden ökar med 102,0-71,4 = 30,6 kr/km Bränsleförbrukning och transportkostnad vid höjt bränslepris Om den sänkta hastigheten föranleds av höjda bränslepriser, dvs. om rederierna väljer att sänka hastigheten på sina fartyg på grund av de höjda priserna, är bränsleprishöjningarna och de resulterande hastighetsminskningar förenat med tre olika slags kostnadsförändringar för rederierna: 1. Tidsrelaterad anpassningskostnad pga. längre transporttid 2. Reducerad bränslekostnad pga. reducerad bränsleförbrukning 3. Höjd bränslekostnad pga. höjt bränslepris I en samhällsekonomisk nyttokostnadsanalys av sänkta hastigheter är det alltid relevant att beakta de första två posterna. Huruvida den sista posten ska beaktas beror på orsakerna till det höjda bränslepriset. Om priset ökar pga. att rederierna byter till ett lågsvavligt bränsle ska kostnadsökningen inkluderas i en samhällsekonomisk bedömning (förutsatt att marknadspriset kan anses spegla den samhällsekonomiska produktionskostnaden). Om priset ökar pga. att en CO 2 -skatt införs ska kostnadsökningen inte inkluderas i en samhällsekonomisk analys i detta fall är prisökningen en transferering från rederierna (eller transportköparna) till staten. Däremot ska det samhällsekonomiska värdet av de utsläppsminskningar som den reducerade bränsleförbrukningen medför inkluderas. Antag t.ex. att en skatt införs som innebär att bränslepriset ökar med 3 kr/kg, vilket motsvarar ett CO 2 -pris på 3/3.188 = 0,941 kr/kg. Rederiet kommer att självmant välja att reducera hastigheten på fartyget ifråga så länge den marginella åtgärdskostnaden understiger 0,941 kr/kg CO 2. Hastigheten kommer följaktligen att reduceras till en nivå där bränsleförbrukningen och CO 2 -utsläppen per fartygskm har reducerats med 20,4 procent (som i räkneexemplet ovan). 71

Med en ursprunglig bränsleförbrukning på 100 kg/km och ett pris på 3,5 kr/kg är den ursprungliga bränslekostnaden 350 kr/km. Med en ny bränsleförbrukning på 79,6 kg/km och pris 6,5 kr/kg är den nya bränslekostnaden 6,5*79,6 = 517,4 kr/km. Bränslekostnaden ökar alltså med 167,4 kr/km. Detta är en nettoeffekt av den kostnad som tillkommer pga. det högre bränslepriset (vid den nya bränsleförbrukningen), dvs. 3*79.6 = 238,8 kr/km, och den vinst som rederiet gör genom att det inte längre behöver betala för den högre bränsleförbrukningen (vid gammalt pris), dvs. en vinst på (100-79.6)*3,5 = 71,4 kr/km. Men denna hastighetsanpassning har dessutom lett till en tidsrelaterad anpassningskostnad som uppgår till 102,0 kr/km (se ovan). Bränsleprishöjningen har alltså lett till följande effekter: En tidsrelaterad anpassningskostnad på 102,0 kr/km Bränslekostnadsökning på 167,4 kr/km Transportkostnaden för rederiet ökar med 167,4+102,0 = 269,4 kr/km Bränsleförbrukningen och CO 2 -utsläppen per km minskar med 20,4 procent. Bränsleförbrukningen reduceras med 20,4 kg/km CO 2 -utsläppen reduceras med 3,188*20,4 = 65 kg/km Utan anpassning (sänkt hastighet) hade rederiets bränslekostnad och därmed transportkostnader ökat med 300 kr/km. Pga. den reducerade hastigheten ökar transportkostnaden med endast 269,4 kr/km. Rederiet väljer att reducera hastigheten pga. att reduktionen i bränslekostnad (6,5*20,4 = 132,6 kr/kg) överstiger den tidsrelaterad anpassningskostnad som uppkommer (102,0), med en nettovinst på 30,6 kr/km. Effekter på CO 2 -utsläpp av att övergå till lågsvavligt bränsle Som tidigare nämnts utgår beräkningarna ifrån följande antaganden: Färja: Övergången från MDO till MGO leder till ökade bränslekostnader motsvarande 1,3 kr/kg (från 4,2 till 5,5 kr/kg). Övriga fartyg: Övergången från LS180 till MGO leder till ökade bränslekostnader motsvarande 2,0 kr/kg (från 3,5 till 5,5 kr/kg). Färja: En ökning i bränslepriset med 1,30 kr/kg motsvarar ett alternativt teoretiskt CO 2 -pris på 0,41 kr/kg. Enligt ovannämnda antaganden (som bl.a. beskrivs i tabell 39) innebär det att rederierna väljer att reducera hastigheten till en nivå där bränsleförbrukningen och CO 2 -utsläppen per km har reducerats med 9,4 procent Övriga fartyg: En ökning i bränslepriset med 2,00 kr/kg motsvarar ett alternativt teoretiskt CO 2 -pris på ca 0,63 kr/kg. Enligt ovannämnda antaganden innebär det att rederierna väljer att reducera hastigheten till en nivå där bränsleförbrukningen och CO 2 -utsläppen per km har reducerats med 13,9 procent. 72

Med de uppgifter som sammanställts om typfartygens bränsleförbrukning och emissioner av SO 2 per km, kan effekten av bytet till ett bränsle som är dyrare men som har lägre svavelhalt beräknas enligt följande: Tabell 40 Effekt på bränsleförbrukning och SO 2 -utsläpp av byte till mer lågsvavligt bränsle Fartygstyp Utsläpp av SO 2 före, g/kg bränsle Utsläpp efter byte, g/kg bränsle Bränsleförbr före, kg/km Bränsleförbr efter, kg/km Utsläpp före, kg/km Utsläpp efter, kg/km Container (140 000 BT) 15.63 1.56 372.0 320.3 5.82 0.50 Container (10 000 BT) 18.38 1.84 58.7 50.5 1.08 0.09 RoRo (18 000 BT) 19.08 1.91 59.8 51.5 1.14 0.10 Färja (43 000 BT) 7.90 1.68 112.7 102.1 0.89 0.17 Bulk (10 000 BT) 17.01 1.70 41.1 35.4 0.70 0.06 Bulk (20 000 BT) 17.19 1.72 52.7 45.3 0.91 0.08 General cargo (3 000 BT) 17.96 1.80 14.8 12.8 0.27 0.02 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 18.13 1.81 101.7 87.6 1.84 0.16 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 19.05 1.91 79.7 68.6 1.52 0.13 Utsläppen av SO 2 per fartygskm reduceras dels pga. att utsläppen per kg bränsle reduceras, dels pga. bränsleförbrukningen per km reduceras till följd av den lägre hastigheten. Den lägre bränsleförbrukningen innebär att även utsläppen av CO 2, NOx och PM2,5 reduceras. För alla fartyg utom typfärjan antas bränsleförbrukningen per fartygskm minska med 13,9 procent. Det innebär att CO 2 -utsläppen för dessa fartyg minskar med 13,9 procent. I beräkningarna antas att även utsläppen av NOx och PM2,5 reduceras med 13,9 procent (dvs. att utsläppen per kg förbrukat bränsle inte påverkas av den förändrade hastigheten). Det innebär att bytet till lågsvavligt bränsle leder till följande utsläppsminskningar. I Tabell 41 antas att SCRteknik för att reducera NOx-utsläppen (enligt föregående avsnitt) inte redan har installerats. I Tabell 42 antas att tekniken redan har installerats, vilket förklarar varför effekten av hastighetssänkning på NOx-utsläppen, uttryckt i gram per fartygskm, blir så mycket lägre i detta fall. 73

Tabell 41 Effekt på utsläpp av byte till mer lågsvavligt bränsle (utan SCR) Minskning i emissioner (g/km) Fartygstyp NOx PM2,5 SO 2 CO 2 Container (140 000 BT) 3 737 55.8 5 314 164 906 Container (10 000 BT) 598 9.9 986 26 009 RoRo (18 000 BT) 550 10.4 1 043 26 527 Färja (43 000 BT) 398 16.2 718 33 727 Bulk (10 000 BT) 416 6.6 639 18 227 Bulk (20 000 BT) 533 8.5 827 23 343 General cargo (3 000 BT) 151 2.5 243 6 566 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 1 036 19.0 1 685 45 089 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 816 14.2 1 388 35 341 Tabell 42 Effekt på utsläpp av byte till mer lågsvavligt bränsle (med SCR) Minskning i emissioner (g/km) Fartygstyp NOx PM2,5 SO 2 CO 2 Container (140 000 BT) 186.9 55.8 5 314 164 906 Container (10 000 BT) 29.9 9.9 986 26 009 RoRo (18 000 BT) 27.5 10.4 1 043 26 527 Färja (43 000 BT) 39.8 16.2 718 33 727 Bulk (10 000 BT) 20.8 6.6 639 18 227 Bulk (20 000 BT) 26.7 8.5 827 23 343 General cargo (3 000 BT) 7.5 2.5 243 6 566 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 51.8 19.0 1 685 45 089 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 40.8 14.2 1 388 35 341 Med värderingar enligt ASEK och med en beräkning av effekter på transportkostnader enligt ovanstående (tidsrelaterad anpassningskostnad minus vinst pga. lägre bränslekostnad) ger det följande sammanställning. Tabell 43 Kostnad och nytta av byte till mer lågsvavligt bränsle (utan SCR) Nytta av minskade emissioner, kr/km Kostnader (kr/km) Fartygstyp NOx PM2,5 SO 2 CO 2 TOT Bränsle Anpassn Tot N/K Container (140 000 BT) 296 0 140 261 696 459 233 692 1.01 Container (10 000 BT) 47 0 26 41 114 72 37 109 1.05 RoRo (18 000 BT) 44 0 28 42 113 74 37 111 1.01 Färja (43 000 BT) 31 0 19 53 104 88 51 140 0.74 Bulk (10 000 BT) 33 0 17 29 79 51 26 77 1.03 Bulk (20 000 BT) 42 0 22 37 101 65 33 98 1.03 General cargo (3 000 BT) 12 0 6 10 29 18 9 28 1.04 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 82 0 44 71 198 126 64 189 1.04 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 64 0 37 56 157 98 50 148 1.06 74

Tabell 44 Kostnad och nytta av byte till mer lågsvavligt bränsle (med SCR) Nytta av minskade emissioner, kr/km Kostnader (kr/km) Fartygstyp NOx PM2,5 SO 2 CO 2 TOT Bränsle Anpassn Tot N/K Container (140 000 BT) 14.8 0 140 261 416 459 233 692 0.60 Container (10 000 BT) 2.4 0 26 41 69 72 37 109 0.64 RoRo (18 000 BT) 2.2 0 28 42 72 74 37 111 0.64 Färja (43 000 BT) 3.1 0 19 53 75 88 51 140 0.54 Bulk (10 000 BT) 1.6 0 17 29 47 51 26 77 0.62 Bulk (20 000 BT) 2.1 0 22 37 61 65 33 98 0.62 General cargo (3 000 BT) 0.6 0 6 10 17 18 9 28 0.63 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 4.1 0 44 71 120 126 64 189 0.63 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 3.2 0 37 56 96 98 50 148 0.65 Enligt beräkningarna är det, från en samhällsekonomisk utgångspunkt, kostnadseffektivt att övergå till MGO endast i scenariot där SCR-teknik inte redan har installerats på fartygen. Med antagande om att SCR-teknik redan har installerats på fartyg blir den beräknade nyttan av övergången mellan 54-65 procent av den beräknade kostnaden. Beräkningarna baseras emellertid på osäkra antaganden kring dels prisdifferensen mellan olika bränslen (vilket påverkar den beräknade kostnaden), dels värderingen av utsläppsminskningarna. Vad gäller värderingen för svavel så kan nämnas att CAFE-värdena ligger 1,4 4 ggr högre för utsläpp på Östersjön än ASEKvärdena, trots att CAFE-värdena enbart beaktar kostnader m.a.p. hälsa och grödor och inte svavlets försurande effekt. Med CAFE-värdena skulle den beräknade nyttan vara ungefär lika stor eller klart överstiga den beräknade kostnaden. Slutsatsen om kostnadsineffektivitet (om vi antar att SCR-teknik redan finns på alla fartyg) är alltså inte robust mot alternativa värderingsantaganden och om man även tar hänsyn till att partikelutsläppen minskar vid användningen av lågsvavliga bränslen. 7.4 Åtgärder för att reducera CO 2 -utsläppen Internalisering enligt ASEK-värdena innebär att företag som pga. sin verksamhet släpper ut CO 2 ska betala ett pris på 1,5 kr per kg CO 2 -utsläpp. Detta kan t.ex. åstadkommas genom att en bränsleskatt motsvarande 1.5*3.19 = 4,8 kr per kg bränsle införs. Med ett CO 2 -pris på 1,5 kr/kg kommer företag att välja att reducera sina utsläpp så länge den marginella åtgärdskostnaden understiger 1,5 kr per kg utsläppsminskning. Kostnadseffektivitet uppnås genom att samtliga företag anpassar sina verksamheter så att den marginella åtgärdskostnaden är densamma för alla företag (och är lika med det samhällsekonomiska värdet av utsläppsminskningen som antas uppgå till 1,5 kr/kg). Antag att rederierna redan har installerat SCR-teknik på fartygen och att de redan har övergått till MGO. Priset för MGO antas därmed uppgå till 5,5 kr/kg i utgångsläget. Med den antagna marginella åtgärdskostnaden skulle rederierna välja att reducera bränsleförbrukningen och således CO 2 -utsläppen med närmare 75

32 procent om bränslepriset ökar med 4,8 kr/kg dvs. från 5,5 till 10,3 kr/kg se diskussionen kring Figur 3 ovan. Effekt på utsläpp (uttryckt i kg/km) av de olika åtgärderna installation av SCR-teknik, övergång till lågsvavligt bränsle (MGO) och CO 2 -prissättning med resulterande hastighetssänkning redovisas i Tabell 45 nedan. Tabell 45 Utsläpp i kg/km efter åtgärder i nämnd ordning vidtagits Ursprungligen SCR-teknik Övergång MGO Prissättning CO 2 Fartygstyp NOx SO 2 CO 2 NOx SO 2 CO 2 NOx SO 2 CO 2 NOx SO 2 CO 2 Container (140 000 BT) 26.9 5.8 1186 1.3 5.8 1186 1.2 0.5 1021 0.8 0.3 696 Container (10 000 BT) 4.3 1.1 187 0.2 1.1 187 0.2 0.1 161 0.1 0.1 110 RoRo (18 000 BT) 4.0 1.1 191 0.2 1.1 191 0.2 0.1 164 0.1 0.1 112 Färja (43 000 BT) 4.2 0.9 359 0.4 0.9 359 0.4 0.2 326 0.3 0.1 222 Bulk (10 000 BT) 3.0 0.7 131 0.1 0.7 131 0.1 0.1 113 0.1 0.0 77 Bulk (20 000 BT) 3.8 0.9 168 0.2 0.9 168 0.2 0.1 145 0.1 0.1 98 General cargo (3 000 BT) 1.1 0.3 47 0.1 0.3 47 0.0 0.0 41 0.0 0.0 28 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 7.4 1.8 324 0.4 1.8 324 0.3 0.2 279 0.2 0.1 190 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 5.9 1.5 254 0.3 1.5 254 0.3 0.1 219 0.2 0.1 149 De utsläppsminskningar som CO 2 -prissättningen antas medföra, visas i tabellen ovan som skillnaden mellan utsläppen under Prissättning CO 2 och utsläppen under Övergång MGO. Genom att värdera dessa utsläppsminskningar enligt ASEK och beräkna anpassningskostnader enligt ovan, kan följande kostnader och nyttor av höjt bränslepris beräknas. Tabell 46 Nytta och kostnad av sänkt hastighet pga. CO 2 -prissättning, kr/km Nyttor Kostnader Fartygstyp NOx SO 2 CO 2 TOT Tidsanpassn. Bränsleförbr Bränslepris K- rederi SEK N/SEK Container (140 000 BT) 29.1 4.2 514.4 547.7 805.1-561,1 1043.6 1287.6 243.9 2.2 Container (10 000 BT) 4.7 0.8 81.1 86.6 127.0-88.5 164.6 203.1 38.5 2.3 RoRo (18 000 BT) 4.3 0.8 82.7 87.9 129.5-90.3 167.9 207.1 39.2 2.2 Färja (43 000 BT) 9.7 1.4 164.0 175.1 256.7-178.9 332.7 410.5 77.8 2.3 Bulk (10 000 BT) 3.2 0.5 56.9 60.6 89.0-62.0 115.4 142.3 27.0 2.2 Bulk (20 000 BT) 4.2 0.7 72.8 77.6 114.0-79.4 147.7 182.3 34.5 2.2 General cargo (3 000 BT) 1.2 0.2 20.5 21.8 32.1-22.3 41.6 51.3 9.7 2.2 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 8.1 1.3 140.6 150.1 220.1-153.4 285.3 352.0 66.7 2.2 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 6.4 1.1 110.2 117.7 172.5-120.3 223.7 275.9 52.3 2.3 76

För det stora containerfartyget är t.ex. nyttan av de reducerade utsläppen 548 kr/km. Den tidsrelaterade anpassningskostnaden för rederiet uppgår till 805 kr/km. Besparingen pga. sänkt bränsleförbrukning är 561 kr/km medan kostnaden pga. höjt bränslepris är 1044, vilket ger en ökad bränslekostnad för rederiet på 482 kr/km. Den totala kostnaden för rederiet pga. bränsleprishöjningen, K-rederi, är alltså 1288 kr/km. Men den kostnadsökning som uppstår för rederiet pga. det högre bränslepriset, vid den nya lägre bränsleförbrukningen, (1 044 kr/km) är en transferering från rederiet till staten och därför ingen samhällsekonomisk kostnad. Den samhällsekonomiska kostnaden för rederiets hastighetsanpassning, SEK, är 244 kr/km. Den samhällsekonomiska nyttan är alltså i detta räkneexempel mer än dubbelt så hög som den samhällsekonomiska kostnaden (se kvoten N/SEK i tabellen). 7.5 Transportkostnad efter vidtagna åtgärder I det följande redovisas en sammanställning över beräknade skadekostnader innan några utsläppsreducerande åtgärder har vidtagits, kostnader för olika åtgärder (installation av SCR-teknik i alla fartyg, övergång till MGO i alla fartyg samt bränsleprishöjning enligt CO 2 -prissättning) samt skadekostnader efter vidtagna åtgärder. Sammanställningen visar att den samhällsekonomiska nyttan av genomförda åtgärder, dvs. de reducerade skadekostnaderna, totalt sett är större än de kostnader som rederierna betalar för dessa åtgärder, samt att åtgärdskostnaderna för rederierna är större än de samhällsekonomiska åtgärdskostnaderna. Att åtgärdskostnaderna för rederierna överstiger de samhällsekonomiska kostnaderna beror på att kostnaderna för rederierna inkluderar en CO 2 -skatt (enligt ASEK:s värdering på 1,5 kr per kg CO 2 ); denna skatt är en monetär transferering från rederierna till staten och utgör således ingen samhällsekonomisk kostnad. I Tabell 47 redovisas beräkningarna av de ursprungliga skadekostnaderna (enligt ASEK:s värderingar av utsläppens regionala effekter), dvs. kostnaderna för utsläppen av NOx, SO 2 och CO 2 innan några utsläppsreducerande åtgärder har vidtagits. Tabell 47 Ursprunglig skadekostnad, enligt ASEK-värden, kr/km Fartygstyp Nox SO 2 CO 2 Tot Container (140 000 BT) 2125 153 1875 4154 Container (10 000 BT) 340 28 296 664 RoRo (18 000 BT) 313 30 302 645 Färja (43 000 BT) 335 23 568 927 Bulk (10 000 BT) 237 18 207 462 Bulk (20 000 BT) 303 24 265 593 General cargo (3 000 BT) 86 7 75 167 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 589 49 513 1150 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 464 40 402 906 77

I Tabell 48 redovisas en sammanställning över de beräknade kostnaderna för genomförda åtgärder, dels för rederierna, dels för samhället. Se avsnitt 6.2-6.4 ovan för en genomgång av hur respektive kostnadsberäkning har genomförts. Den första åtgärden ( SCR ) avser installation och drift av SCR-teknik med syfte att reducera utsläppen av NOx. Den andra åtgärden ( MGO ) avser byte till lågsvavligt bränsle för samtliga fartyg. Den tredje åtgärden ( CO 2 -pris ) avser CO 2 -prissättning, såsom införandet av en skatt, motsvarande skadekostnaden för CO 2 enligt ASEK:s värdering. Tabell 48 Åtgärdskostnad för rederier och samhälle, kr/km Åtgärdskostnad för rederier Samhällsekonomisk Fartygstyp SCR MGO CO 2 -pris Totalt åtgärdskostnad, totalt Container (140 000 BT) 69 692 1288 2049 1006 Container (10 000 BT) 13 109 203 326 161 RoRo (18 000 BT) 14 111 207 333 165 Färja (43 000 BT) 25 140 410 575 242 Bulk (10 000 BT) 11 77 142 230 114 Bulk (20 000 BT) 13 98 182 294 146 General cargo (3 000 BT) 6 28 51 85 43 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 26 189 352 567 282 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 21 148 276 445 221 Som framgår av Tabell 48 är t.ex. den totala åtgärdskostnaden för rederiet drygt 2 000 kr/km för det stora containerfartyget. Ca hälften av denna kostnad utgörs av den antagna bränsleskatten och är därmed en transferering (dvs. staten har en motsvarande nyttopost av samma storlek) och ingen samhällsekonomisk kostnad. Genomförda åtgärder leder till att utsläppen från fartygen och därmed skadekostnaderna reduceras. I Tabell 49 redovisas skadekostnaderna efter genomförda åtgärder samt summan av åtgärdskostnader och skadekostnader. Tabell 49 Skadekostnad (enligt ASEK) efter åtgärder, kr/km Skadekostnad efter åtgärder Skadekostnad Fartygstyp Nox SO 2 CO 2 Tot + åtgärdsk. rederier Skadekostnad + SE åtgärdsk Container (140 000 BT) 62 9 1100 1172 3221 2177 Container (10 000 BT) 10 2 174 185 511 346 RoRo (18 000 BT) 9 2 177 188 521 353 Färja (43 000 BT) 21 3 351 375 949 617 Bulk (10 000 BT) 7 1 122 130 359 244 Bulk (20 000 BT) 9 1 156 166 460 312 General cargo (3 000 BT) 3 0 44 47 131 90 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 17 3 301 321 888 603 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 14 2 236 252 697 473 För det stora containerfartyget var t.ex. den ursprungliga skadekostnaden (dvs. innan genomförda åtgärder) 4 154 kr/km, se Tabell 47. Efter genomförda åtgärder 78

har emissionerna reducerats och skadekostnaden har enligt beräkningarna minskat till 1 172 kr/km. Den samhällsekonomiska nyttan av genomförda åtgärder, dvs. värdet av de minskade skadekostnader, uppgår alltså till närmare 3 000 kr/km för det stora containerfartyget. Åtgärdskostnaderna för rederiet uppgår enligt Tabell 48 till 2 049 kr/km och den samhällsekonomiska åtgärdskostnaden uppgår till 1 006 kr/km. Såväl åtgärdskostnaderna för rederiet som de samhällsekonomiska åtgärdskostnaderna är alltså lägre än den samhällsekonomiska nyttan av genomförda åtgärder. Det innebär att summan av skadekostnad och åtgärdskostnad (för rederi resp. samhälle) efter genomförda åtgärder är lägre än de ursprungliga skadekostnaderna. Rederierna tvingas betala en kostnad för att de samhällsekonomiska nyttorna genom reducerade emissioner ska uppstå. En intressant fråga är hur stora och betydelsefulla som dessa kostnader egentligen är för rederierna. För att få grepp om storleksordningen på kostnaderna har vi i Tabell 50 relaterat dem till rederiernas ursprungliga bränslekostnader (notera att de totala transportkostnaderna för rederierna inkluderar såväl bränslekostnader som fartygshyror och andra rörliga/fasta transportkostnader). Tabell 50 Åtgärdskostnader i jmf med ursprunglig bränslekostnad, kr/km Fartygstyp Bränslekostnad före åtgärder Åtgärdskostnader för rederier Kvot Container (140 000 BT) 1 302 2 049 1.6 Container (10 000 BT) 205 326 1.6 RoRo (18 000 BT) 209 333 1.6 Färja (43 000 BT) 473 575 1.2 Bulk (10 000 BT) 144 230 1.6 Bulk (20 000 BT) 184 294 1.6 General cargo (3 000 BT) 52 85 1.6 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 356 567 1.6 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 279 445 1.6 Sammanställningen i tabellen visar att för huvuddelen av fartygstyperna är de beräknade åtgärdskostnaderna för rederierna ca 60 procent högre än de ursprungliga bränslekostnaderna för rederierna (för färjorna är relationen istället 20 procent). Den huvudsakliga anledning till att åtgärdskostnaderna är så pass höga för rederierna är de bränslekostnadsökningar per kg förbrukat bränsle som följer av en övergång till MGO samt av en CO 2 -prissättning enligt ASEK:s värdering på 1,5 kr per kg CO 2. Övergången till MGO och CO 2 -prissättningen antas leda till att bränslekostnaderna för samtliga fartygstyper förutom färjorna ökar från 3,5 till 10,3 kr/kg förbrukat bränsle. Det innebär att bränslekostnadsökningen på totalt 6,8 kr/kg är nästan dubbelt så stor som det ursprungliga priset. Att åtgärdskostnaderna endast är ca 60 procent högre än det ursprungliga bränslepriset beror på de hastighetsanpassningar som rederierna gör pga. de högre bränslepriserna och de resulterande minskningarna i bränsleförbrukning (kg/km). 79

8 Referenser AEA Technology Environment (2005), Damages per tonne emission of PM2.5, NH3, SO 2, NOx and VOCs from each EU25 Member State (excluding Cyprus) and surrounding seas Service Contract for carrying out cost-benefit analysis of air quality related issues, in particular in the clean air for Europe (CAFE) programme. EC DG Environment (2005), Damages per tonne emission of PM2.5, NH3, SO 2, NOx and VOCs from each EU25 Member State (excluding Cyprus) and surrounding seas, ENV.C.1/SER/2003/0027, AEA Technlogy Environment. European Parliament (2007), External costs of maritime transport Jalkanen, J.P. et.al. (2009), A modelling system for the exhaust emissions of maritime traffic Kågeson, Per (2009), Market-based Instruments for NOx abatement in the Baltic Sea Lag (1990:613) om miljöavgift på utsläpp av kväveoxider vid energiproduktion Lagen (1994:1176) om skatt på energi Regeringen (2008a), Mål för framtidens resor och transporter, Prop. 2008/09:93 Regeringen (2008b), En sammanhållen klimat- och energipolitik, Prop. 2008/09:162 Sjöfartsverket (2004a), Sjöfartens marginalkostnader Några erfarenheter från arbetet 2000-2004, Delredovisning av regeringsuppdrag. Sjöfartsverket (2004b), Beskattning av sjöfartens bränslen Förutsättningar för och effekter av beskattning enligt det nya energiskattedirektivet, Slutredovisning av regeringsuppdrag. Sjöfartsverket (2008c), Sjöfartsverkets föreskrifter om farledsavgift, SJÖFS 2008:5 Sjöfartsverket (2009a), Handlingsplan för att reducera kväveoxidutsläppen från fartyg. Sjöfartsverket (2009b), Konsekvenser av IMO:s nya regler för svavelhalt i marint bränsle. 80

SIKA (2008), Samhällsekonomiska principer och kalkylvärden för transportsektorn: ASEK 4, PM 2008:3. SIKA (2010), Sjöfartens externa effekter, PM 2010:1 Stern, Nicholas et. al. (2006), Stern Review on the Economics of Climate Change. Wang, Haifeng (2009), Speed reduction as a policy option in greenhouse gases mitigation in the shipping industry Internet LIPASTO: http://www.lipasto.vtt.fi/indexe.htm 81

Bilaga 1. Emissionsfaktorer och skadekostnader Emissionsfaktorer I det följande redovisas de emissionsfaktorer för valda typfartyg som tillämpats i beräkningarna. Tabell B.1 Kg utsläpp per kg bränsle Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 CO 2 e Container (140 000 BT) 0.0722 0.00108 0.0156 3.188 3.221 Container (10 000 BT) 0.0733 0.00122 0.0184 3.188 3.221 RoRo (18 000 BT) 0.0661 0.00125 0.0191 3.188 3.221 Färja (43 000 BT) 0.0376 0.00153 0.0079 3.188 3.221 Bulk (10 000 BT) 0.0728 0.00115 0.0170 3.188 3.221 Bulk (20 000 BT) 0.0729 0.00116 0.0172 3.188 3.221 General cargo (3 000 BT) 0.0731 0.00119 0.0180 3.188 3.221 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 0.0732 0.00134 0.0181 3.188 3.221 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 0.0736 0.00128 0.0191 3.188 3.221 Tabell B.2 Kg utsläpp per kwh bränsle (11,158 kwh per kg bränsle) Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 CO 2 e Container (140 000 BT) 0.00647 0.000097 0.00140 0.286 0.289 Container (10 000 BT) 0.00657 0.000109 0.00165 0.286 0.289 RoRo (18 000 BT) 0.00593 0.000112 0.00171 0.286 0.289 Färja (43 000 BT) 0.00337 0.000137 0.00071 0.286 0.289 Bulk (10 000 BT) 0.00652 0.000103 0.00152 0.286 0.289 Bulk (20 000 BT) 0.00653 0.000104 0.00154 0.286 0.289 General cargo (3 000 BT) 0.00656 0.000107 0.00161 0.286 0.289 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 0.00656 0.000120 0.00163 0.286 0.289 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 0.00659 0.000115 0.00171 0.286 0.289 Tabell B.3 Kg utsläpp per liter bränsle (0,95 kg per liter bränsle) Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 CO 2 e Container (140 000 BT) 0.0686 0.00103 0.0149 3.0286 3.0596 Container (10 000 BT) 0.0696 0.00116 0.0175 3.0286 3.0601 RoRo (18 000 BT) 0.0628 0.00119 0.0181 3.0286 3.0602 Färja (43 000 BT) 0.0358 0.00145 0.0075 3.0286 3.0596 Bulk (10 000 BT) 0.0691 0.00109 0.0162 3.0286 3.0598 Bulk (20 000 BT) 0.0692 0.00110 0.0163 3.0286 3.0599 General cargo (3 000 BT) 0.0695 0.00113 0.0171 3.0286 3.0600 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 0.0696 0.00127 0.0172 3.0286 3.0599 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 0.0699 0.00122 0.0181 3.0286 3.0601 82

Tabell B.4 Kg utsläpp per fartygskm Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 CO 2 e Container (140 000 BT) 26.87 0.401 5.82 1 186 1 198 Container (10 000 BT) 4.30 0.071 1.08 187 189 RoRo (18 000 BT) 3.96 0.075 1.14 191 193 Färja (43 000 BT) 4.24 0.173 0.89 359 363 Bulk (10 000 BT) 2.99 0.047 0.70 131 132 Bulk (20 000 BT) 3.84 0.061 0.91 168 170 General cargo (3 000 BT) 1.08 0.018 0.27 47 48 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 7.45 0.136 1.84 324 328 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 5.87 0.102 1.52 254 257 Skadekostnadsberäkningar I det följande redovisas skadekostnadsberäkningar baserade på fyra alternativa värderingar av emissioner: ASEK, Låg, Hög och CAFE. Alternativ: ASEK Tabell B.5 Skadekostnad kr per kg bränsle Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Container (140 000 BT) 5.71 0.00 0.41 5.09 Container (10 000 BT) 5.80 0.00 0.48 5.09 RoRo (18 000 BT) 5.23 0.00 0.50 5.09 Färja (43 000 BT) 2.98 0.00 0.21 5.09 Bulk (10 000 BT) 5.76 0.00 0.45 5.09 Bulk (20 000 BT) 5.76 0.00 0.45 5.09 General cargo (3 000 BT) 5.78 0.00 0.47 5.09 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 5.79 0.00 0.48 5.09 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 5.82 0.00 0.50 5.09 Tabell B.6 Skadekostnad per kwh bränsle Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Container (140 000 BT) 0.512 0 0.037 0.456 Container (10 000 BT) 0.520 0 0.043 0.457 RoRo (18 000 BT) 0.469 0 0.045 0.457 Färja (43 000 BT) 0.267 0 0.019 0.456 Bulk (10 000 BT) 0.516 0 0.040 0.457 Bulk (20 000 BT) 0.516 0 0.041 0.457 General cargo (3 000 BT) 0.518 0 0.042 0.457 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 0.519 0 0.043 0.457 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 0.521 0 0.045 0.457 83

Tabell B.7 Skadekostnad för utsläpp, kr per liter bränsle (LS180) Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Container (140 000 BT) 5.427 0 0.391 4.839 Container (10 000 BT) 5.507 0 0.460 4.839 RoRo (18 000 BT) 4.968 0 0.478 4.840 Färja (43 000 BT) 2.827 0 0.198 4.839 Bulk (10 000 BT) 5.467 0 0.426 4.839 Bulk (20 000 BT) 5.473 0 0.431 4.839 General cargo (3 000 BT) 5.495 0 0.450 4.839 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 5.501 0 0.454 4.839 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 5.527 0 0.477 4.840 Tabell B.8 Skadekostnad, kr utsläpp per km (LS180) Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Container (140 000 BT) 2 125 0 153.3 1 894.7 Container (10 000 BT) 340 0 28.4 298.9 RoRo (18 000 BT) 313 0 30.1 304.8 Färja (43 000 BT) 335 0 23.5 573.9 Bulk (10 000 BT) 237 0 18.4 209.4 Bulk (20 000 BT) 303 0 23.9 268.2 General cargo (3 000 BT) 86 0 7.0 75.5 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 589 0 48.6 518.1 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 464 0 40.0 406.1 Tabell B.9 Sammanställning Fartygstyp kr/kwh kr/liter kr/fartygskm kr/tonkm Container (140 000 BT) 1.01 10.66 4 173 0.054 Container (10 000 BT) 1.02 10.81 667 0.148 RoRo (18 000 BT) 0.97 10.29 648 0.454 Färja (43 000 BT) 0.74 7.86 933 1.633 Bulk (10 000 BT) 1.01 10.73 465 0.055 Bulk (20 000 BT) 1.01 10.74 595 0.037 General cargo (3 000 BT) 1.02 10.78 168 0.093 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 1.02 10.79 1 156 0.023 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 1.02 10.84 910 0.018 84

Alternativ: Låg Tabell B.10 Skadekostnad, kr utsläpp per kwh bränsle (LS180) Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Container (140 000 BT) 0.173 0 0.037 0.183 Container (10 000 BT) 0.176 0 0.043 0.183 RoRo (18 000 BT) 0.159 0 0.045 0.183 Färja (43 000 BT) 0.090 0 0.019 0.183 Bulk (10 000 BT) 0.175 0 0.040 0.183 Bulk (20 000 BT) 0.175 0 0.041 0.183 General cargo (3 000 BT) 0.175 0 0.042 0.183 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 0.176 0 0.043 0.183 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 0.176 0 0.045 0.183 Tabell B.11 Skadekostnad, kr utsläpp per liter bränsle (LS180) Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Container (140 000 BT) 1.836 0 0.391 1.936 Container (10 000 BT) 1.864 0 0.460 1.936 RoRo (18 000 BT) 1.681 0 0.478 1.936 Färja (43 000 BT) 0.957 0 0.198 1.936 Bulk (10 000 BT) 1.850 0 0.426 1.936 Bulk (20 000 BT) 1.852 0 0.431 1.936 General cargo (3 000 BT) 1.859 0 0.450 1.936 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 1.861 0 0.454 1.936 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 1.870 0 0.477 1.936 Tabell B.12 Skadekostnad, kr utsläpp per km (LS180) Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Container (140 000 BT) 719.1 0 153.3 757.9 Container (10 000 BT) 115.1 0 28.4 119.6 RoRo (18 000 BT) 105.9 0 30.1 121.9 Färja (43 000 BT) 113.5 0 23.5 229.6 Bulk (10 000 BT) 80.1 0 18.4 83.8 Bulk (20 000 BT) 102.7 0 23.9 107.3 General cargo (3 000 BT) 29.0 0 7.0 30.2 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 199.3 0 48.6 207.2 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 157.0 0 40.0 162.5 85

Tabell B.13 Sammanställning Fartygstyp kr/kwh kr/liter kr/fartygskm kr/tonkm Container (140 000 BT) 0.39 4.16 1 630 0.021 Container (10 000 BT) 0.40 4.26 263 0.058 RoRo (18 000 BT) 0.39 4.09 258 0.181 Färja (43 000 BT) 0.29 3.09 367 0.642 Bulk (10 000 BT) 0.40 4.21 182 0.022 Bulk (20 000 BT) 0.40 4.22 234 0.015 General cargo (3 000 BT) 0.40 4.24 66 0.037 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 0.40 4.25 455 0.009 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 0.40 4.28 359 0.007 Alternativ: Hög Tabell B.14 Skadekostnad, kr utsläpp per kwh bränsle (LS180) Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Container (140 000 BT) 0.51 0.04 0.16 1.07 Container (10 000 BT) 0.52 0.05 0.19 1.07 RoRo (18 000 BT) 0.47 0.05 0.19 1.07 Färja (43 000 BT) 0.27 0.06 0.08 1.07 Bulk (10 000 BT) 0.52 0.05 0.17 1.07 Bulk (20 000 BT) 0.52 0.05 0.17 1.07 General cargo (3 000 BT) 0.52 0.05 0.18 1.07 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 0.52 0.05 0.18 1.07 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 0.52 0.05 0.19 1.07 Tabell B.15 Skadekostnad, kr utsläpp per liter bränsle (LS180) Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Container (140 000 BT) 5.43 0.46 1.68 11.29 Container (10 000 BT) 5.51 0.52 1.98 11.29 RoRo (18 000 BT) 4.97 0.53 2.05 11.29 Färja (43 000 BT) 2.83 0.66 0.85 11.29 Bulk (10 000 BT) 5.47 0.49 1.83 11.29 Bulk (20 000 BT) 5.47 0.49 1.85 11.29 General cargo (3 000 BT) 5.50 0.51 1.93 11.29 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 5.50 0.57 1.95 11.29 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 5.53 0.55 2.05 11.29 86

Tabell B.16 Skadekostnad, kr utsläpp per km (LS180) Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Container (140 000 BT) 2 125 144.6 658.3 4 421 Container (10 000 BT) 340 25.7 122.1 697 RoRo (18 000 BT) 313 26.9 129.3 711 Färja (43 000 BT) 335 62.2 100.7 1 339 Bulk (10 000 BT) 237 17.0 79.2 489 Bulk (20 000 BT) 303 21.9 102.5 626 General cargo (3 000 BT) 86 6.4 30.1 176 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 589 49.2 208.8 1 209 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 464 36.8 171.9 948 Tabell B.17 Sammanställning Fartygstyp kr/kwh kr/liter kr/fartygskm kr/tonkm Container (140 000 BT) 1.78 18.86 7 349 0.095 Container (10 000 BT) 1.82 19.30 1 185 0.263 RoRo (18 000 BT) 1.78 18.85 1 180 0.827 Färja (43 000 BT) 1.47 15.62 1 837 3.217 Bulk (10 000 BT) 1.80 19.08 822 0.098 Bulk (20 000 BT) 1.80 19.11 1 054 0.066 General cargo (3 000 BT) 1.81 19.23 298 0.166 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 1.82 19.32 2 056 0.041 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 1.83 19.42 1 620 0.032 CAFE och alternativt antagande för CO 2 Det finns inga CAFE-värden för CO 2 (samma som i alternativ Låg, dvs. värdering enligt Stern rapport). Nedanstående CAFE-värden avser skadekostnader i Östersjön och avser det lägsta värdet i det spann för värderingen som tagits fram inom CAFE. Tabell B.18 Skadekostnad, kr utsläpp per kwh bränsle (LS180) Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Container (140 000 BT) 0.173 0.015 0.117 0.183 Container (10 000 BT) 0.176 0.017 0.137 0.183 RoRo (18 000 BT) 0.159 0.017 0.143 0.183 Färja (43 000 BT) 0.090 0.021 0.059 0.183 Bulk (10 000 BT) 0.175 0.016 0.127 0.183 Bulk (20 000 BT) 0.175 0.016 0.128 0.183 General cargo (3 000 BT) 0.175 0.017 0.134 0.183 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 0.176 0.019 0.135 0.183 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 0.176 0.018 0.142 0.183 87

Tabell B.19 Skadekostnad, kr utsläpp per liter bränsle (LS180) Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Container (140 000 BT) 1.836 0.158 1.238 1.936 Container (10 000 BT) 1.864 0.178 1.456 1.936 RoRo (18 000 BT) 1.681 0.183 1.511 1.936 Färja (43 000 BT) 0.957 0.225 0.625 1.936 Bulk (10 000 BT) 1.850 0.168 1.347 1.936 Bulk (20 000 BT) 1.852 0.170 1.362 1.936 General cargo (3 000 BT) 1.859 0.175 1.422 1.936 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 1.861 0.197 1.436 1.936 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 1.870 0.188 1.509 1.936 Tabell B.20 Skadekostnad, kr utsläpp per km (LS180) Fartygstyp NOx PM 2,5 SO 2 CO 2 eq Container (140 000 BT) 719.1 49.67 484.8 757.9 Container (10 000 BT) 115.1 8.81 89.9 119.5 RoRo (18 000 BT) 105.9 9.24 95.2 121.9 Färja (43 000 BT) 113.5 21.31 74.2 229.6 Bulk (10 000 BT) 80.1 5.83 58.3 83.8 Bulk (20 000 BT) 102.6 7.52 75.5 107.3 General cargo (3 000 BT) 29.0 2.19 22.2 30.2 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 199.3 16.86 153.7 207.2 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 157.0 12.62 126.6 162.4 Tabell B.21 Sammanställning Fartygstyp kr/kwh kr/liter kr/fartygskm kr/tonkm Container (140 000 BT) 0.49 5.17 2 011 0.026 Container (10 000 BT) 0.51 5.43 333 0.074 RoRo (18 000 BT) 0.50 5.31 332 0.233 Färja (43 000 BT) 0.35 3.74 439 0.768 Bulk (10 000 BT) 0.50 5.30 228 0.027 Bulk (20 000 BT) 0.50 5.32 293 0.018 General cargo (3 000 BT) 0.51 5.39 84 0.046 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 0.51 5.43 577 0.012 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 0.52 5.50 459 0.009 88

Sammanställning Tabell B.22 Skadekostnad, kr/liter Fartygstyp ASEK Låg Hög CAFE Container (140 000 BT) 10.66 4.16 18.86 5.17 Container (10 000 BT) 10.81 4.26 19.30 5.43 RoRo (18 000 BT) 10.29 4.09 18.85 5.31 Färja (43 000 BT) 7.86 3.09 15.62 3.74 Bulk (10 000 BT) 10.73 4.21 19.08 5.30 Bulk (20 000 BT) 10.74 4.22 19.11 5.32 General cargo (3 000 BT) 10.78 4.24 19.23 5.39 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 10.79 4.25 19.32 5.43 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 10.84 4.28 19.42 5.50 Tabell B.23 Skadekostnad, kr/fartygskm Fartygstyp ASEK Låg Hög CAFE Container (140 000 BT) 4 173 1 630 7 349 2 011 Container (10 000 BT) 667 263 1 185 333 RoRo (18 000 BT) 648 258 1 180 332 Färja (43 000 BT) 933 367 1 837 439 Bulk (10 000 BT) 465 182 822 228 Bulk (20 000 BT) 595 234 1 054 293 General cargo (3 000 BT) 168 66 298 84 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 1 156 455 2 056 577 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 910 359 1 620 459 Tabell B.24 Skadekostnad, kr/tonkm kr/tonkm Fartygstyp ASEK Låg Hög CAFE Container (140 000 BT) 0.054 0.021 0.095 0.026 Container (10 000 BT) 0.148 0.058 0.263 0.074 RoRo (18 000 BT) 0.454 0.181 0.827 0.233 Färja (43 000 BT) 1.633 0.642 3.217 0.768 Bulk (10 000 BT) 0.055 0.022 0.098 0.027 Bulk (20 000 BT) 0.037 0.015 0.066 0.018 General cargo (3 000 BT) 0.093 0.037 0.166 0.046 Oljetanker (64 000 BT, kortfärd) 0.023 0.009 0.041 0.012 Oljetanker (64 000 BT, långfärd) 0.018 0.007 0.032 0.009 89

Miljökostnader för sjöfartens avgasutsläpp rapport 6374 NATURVÅRDSVERKET isbn 978-91-620-6374-0 issn 0282-7298 Ekonomiska konsekvenser Rapporten redovisar övergripande beräkningar på sjöfartens samhälleliga kostnader från fartygens avgasutsläpp, hur utsläppen kan minska och hur mycket fraktkostnaderna skulle kunna öka om kostnaderna skulle bäras av sjöfarten. Sjöfartens avgasutsläpp är stora. Krav har införts på svavelutsläpp, som också kommer att skärpas kraftigt från och med 2015 i Östersjön, Nordsjön och Engelska kanalen. Nästan lika hårda krav kommer att införas globalt 5 till 10 år senare. Dessa krav och eventuella framtida regleringar kommer öka fraktkostnaderna, eftersom fartygen inte haft några utsläppskrav tidigare. Det har länge funnits en ambition att transporter ska bära sina samhällsekonomiska kostnader, bland annat de som orsakas av avgasutsläpp. Det är viktigt att samhället har en beredskap så att de ökade fraktkostnaderna för sjöfarten inte leder till minskade fraktandelar. Sjöfarten fyller en viktig funktion i ett långsiktigt hållbart tranportsystem. Tidigare har två utredningar tagits fram på uppdrag av Naturvårdsverket som belyser styrmedel för att minska sjöfartens utsläpp: Miljödifferentiering av det svenska sjöfartsstödet (maj 2007), bestnr. 5706 och Konsekvensanalys av emissionskrav på passagerarfartyg (juni 2007), bestnr. 5735. Naturvårdsverket 106 48 Stockholm. Besöksadress: Stockholm - Valhallavägen 195, Östersund - Forskarens väg 5 hus Ub, Kiruna - Kaserngatan 14. Tel: +46 8-698 10 00, fax: +46 8-20 29 25, e-post: registrator@naturvardsverket.se Internet: www.naturvardsverket.se Beställningar Ordertel: +46 8-505 933 40, orderfax: +46 8-505 933 99, e-post: natur@cm.se Postadress: CM-Gruppen, Box 110 93, 161 11 Bromma. Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln