Version 2016-04-01 Analysmetod och samhällsekonomiska kalkylvärden för transportsektorn: ASEK 6.0 Kapitel 11 Kostnad för luftföroreningar G L 6(1+0,1) 6 12 120 80 100 1
2
Innehåll Innehåll... 3 11 Kostnad för luftföroreningar... 3 11.1. Värdering av kostnad för luftföroreningar... 5 11.2. Metod för beräkning av lokala effekter av luftföroreningar... 8 11.3. Marginalkostnader för luftföroreningar (exkl koldioxid)...10 11.4. Emissionsfaktorer för luftföroreningar och koldioxid... 12 11 Kostnad för luftföroreningar Transportsektorns utsläpp av avgaser och partiklar från förbränning av fossila bränslen och partiklar påverkar miljön negativt såväl lokalt, regional som globalt. Eftersom denna negativa miljöpåverkan inte är prissatt, och normalt sett inte beaktas av trafikanten, ska dessa effekter beräknas i den samhällsekonomiska kalkylen. Kostnaden för miljöeffekter kan emellertid behöva korrigeras med hänsyn till internaliserande miljöskatter och avgifter. Man kan antingen värdera hela den reala miljökostnaden och utelämna de finansiella effekterna i form av skatteutgifter för trafikanterna och skatteinkomster för staten (d.v.s. skatterna hanteras som transfereringar, d.v.s. de nettar ut varandra och blir lika med noll), eller ta med både den reala miljökostnaden och de finansiella effekterna. Alternativt kan man ta med trafikantens kostnad för miljöskatter/avgifter samt övriga samhällets nettokostnad för externa effekter i form av miljökostnad minus miljöavgift. I detta senare alternativ ska budgeteffekten för staten inte inkluderas. Lokala effekter är de som uppstår i närheten av utsläppen av kemiska föreningar. De mest omfattande utsläppen består av förbränningspartiklar, kväveoxider (NO x), svaveldioxid (SO 2), koldioxid (CO 2) samt VOC (Volatile Organic Compounds) d.v.s. diverse olika flyktiga organiska kemiska föreningar innehållande kol. Koldioxid ger upphov till globala effekter, men övriga emissioner ger lokala effekter. 3
De lokala effekterna av luftföroreningar består främst av negativa hälsoeffekter, som t.ex. ökad ohälsa och symptom i luftvägar och andningsorgan, ökad cancerrisk etc., för personer i utsläppskällans närhet. Det kan också uppstå nedsmutsning och materiella skador på bebyggelse, maskiner etc. Märkbara lokala effekter uppstår främst i tätorter, eftersom de totala lokala effekterna beror på hur många personer som exponeras för luftföroreningarna samt hur många hus och annat material som utsätts för materiella skador. De utsläpp av kemiska föreningar och partiklar som ger lokala effekter (primära effekter) omvandlas i viss utsträckning till nya föreningar som i sin tur ger andra typer av effekter. Dessa sekundära kemiska föreningar breder ut sig över större geografiska områden och ger därför regionala effekter. Utsläppen av kväve- och svavelföreningar och olika kolföreningar orsakar regionala föreningar bland annat i form av försurning, övergödning av mark och vatten samt ozonbildning. Marknära ozon orsakar i sin tur skador på odlade grödor, skogsskador, allergier och andningsbesvär, åldring av plast och gummi samt bidrar till klimateffekter. Klimatutsläpp som har en global påverkan består av s.k. växthusgaser som återfinns i atmosfären såsom koldioxid, metan, vattenånga m.m. Värdering av effekter av klimatutsläpp behandlas i kapitel 12. Utsläpp i landsbygdsmiljö innebär enbart regionala naturskadeeffekter. Utsläpp i tätorter däremot medan innebär både regionala naturskadeeffekter och lokala hälsoeffekter och nedsmutsning. Den totala värderingen av luftföroreningar i tätortstrafik består alltså av summan av regionala och lokala effekter. Värderingen av de lokala effekterna är beroende på tätortsstorlek, det vill säga det antal människor som utsätts för luftföroreningarna, och lokalisering i landet. I aktuell version av ASEK återfinns kalkylvärden för värdering av såväl vanliga luftföroreningar (lokala och regionala effekter av NO x, SO 2 VOC och partiklar) som klimatutsläpp (globala effekter av koldioxid). Med luftföroreningar avses de föroreningar som uppstår på grund av användning av fossila bränslen, d.v.s. bensin eller diesel samt partiklar som uppstår t.ex. på grund av friktion mellan däck och vägbana. Den senare typen av luftförorening har hittills inte ingått i beräkningarna av den samhällsekonomiska kostnaden för luftföroreningar. Effekterna av luftföroreningarna delas vanligtvis upp i tre olika kategorier: lokala, regionala och globala effekter. Globala effekter består främst av luftföroreningarnas effekter på klimatet. Detta problem behandlas i kapitel12. De luftföroreningar som behandlas i detta kapitel är sådana som ger lokala och/eller regionala effekter. 4
11.1. Värdering av kostnad för luftföroreningar ASEK rekommenderar Den samhällsekonomiska kostnaden för luftföroreningar i landsortsmiljö är lika med kostnaden för regionala effekter medan kostnaden för luftföroreningar i tätortsmiljö består av summan av kostnaden för regionala och lokala effekter av luftföroreningar. Rekommenderade kostnader för lokala effekter per exponeringsenhet (per person som påverkas av luftföroreningarna) av visas i tabell 11.1. Kostnaden per kg utsläpp av lokala effekter beror på kostnaderna per exponerad enhet och antalet exponerade enheter. Denna kostnad beräknas enligt formel som redovisas i en metodbeskrivning i avsnitt 11.2. I tabell 11.2 redovisas beräknade kostnader för lokala effekter för vissa orter. Rekommenderade värden för regionala effekter visas i tabell 11.3. Värderingen av luftföroreningar baseras på individers betalningsvilja som ökar med ökad real inkomst, allt annat lika. Kalkylvärdena för luftföroreningar ska därför räknas upp med inkomsten, mätt genom BNP/capita, från basåret 2014 och framåt (dock som längst till 2060) (se kapitel 5). Kalkylvärdena i tabellerna 11.1 11.3 redovisas i 2014-års penningvärde, dels i 2014-års prisnivå (basåret för priser), dels uppräknade till 2040-års pris utifrån ASEKs prognos för real ökning över tiden av betalningsviljebaserade kalkylvärden (se kapitel 5). Tabell 11.1 Värdering av luftföroreningarnas regionala effekter, kr/kg utsläpp. Prisnivå 2014 och 2040, uttryckt i 2014-års penningvärde. 2014 Prognos 2040 Kväveoxider (NOx) 86 126 Kolväten (VOC) 43 63 Svaveldioxid (SO2) 29 43 Partiklar 0 0 Tabell 11.2 Värdering av luftföroreningarnas lokala effekter i kr/exponeringsenhet. Prisnivå 2014 och 2040, uttryckt i 2014-års penningvärde. 2014 Prognos 2040 Kväveoxid (NOx) 2,0 2,9 Kolväten (VOC) 3,4 4,9 Svaveldioxid (SO2) 17,2 24,6 Fina partiklar(pm2,5) 585,9 837,8 5
Tabell 11.3 Värdering av luftföroreningarnas lokala effekter, i kr/kg utsläpp, för ett antal exempel på tätorter. 2014-års penningvärde. Stockholms innerstad Stockholms ytterstad Stor-Stockholm yttre Prisnivå Befolkning Ventilationsfaktor NOx kr/kg VOC kr/kg SO 2 kr/kg PM2.5 kr/kg 2014 SHAPE 41 77 379 13 077 2014 SHAPE Uppgift saknas 2014 SHAPE Uppgift saknas 48 241 8 259 19 103 3 304 Uppsala 2014 120 000 1,0 20 34 172 5 884 Falun 2014 36 000 1,4 15 26 132 4 512 Referensort: Kristianstad Referensort Kristianstad Referensort i EVA-modellen Referensort i EVA-modellen 2014 35 700 1,0 11 19 94 3 210 Prognos 2040 35 700 1,0 16 28 139 4 719 2014 4 000 1,0 3 6 31 1 074 Prognos 2040 4 000 1,0 5 9 46 1 579 Bakgrund och motivering Lokala effekter Lokala effekter av trafik är de direkta effekter av luftföroreningar som uppstår i närområdet kring källan till utsläppen. De lokala effekter som värderas är hälsoeffekter p.g.a. utsläpp av kväveoxider (NOx), svaveldioxid (SO2) och olika typer av kolväten (VOC) samt nedsmutsning på grund av partiklar. De partiklar som ingår i värderingen är så kallade avgaspartiklar, det vill säga mycket små inhalerbara partiklar, s.k. PM2,5 1. Som tidigare nämnts finns det även inhalerbara partiklar som inte kommer från avgaser, och som är större. Sådana partiklar är slitagepartiklar (PM10) 2 som bland annat består av vägdamm. Effekter av slitagepartiklar har hittills inte värderats. De lokala effekterna av luftföroreningar värderas genom tillämpning av samma typ av effektkedjemodell som rekommenderas i EU-projektet ExternE (SIKA 2002). I den modellen försöker man fastställa orsakssambanden i kedjan halter av utsläpp-exponerings-effekter samt värdera de effekter som i slutändan uppstår på grund av utsläppen. Den samhällsekonomiska kostnaden för utsläpp av ett givet ämne härleds alltså från betalningsviljan för en minskning av de effekter som utsläppet av ämnet ytterst orsakar. Effektkedjemodellen bygger på exponerings-respons -funktioner (ER-funktioner) eller dosrespons -funktioner, som beskriver den förväntade fysiska effekten (t.ex. medicinsk eller 1 Avgaspartiklar är egentligen mindre än PM 2.5 (PM 2,5 = partikulärt material, med storlek mindre än 2,5 mikrometer). De ingår i PM 0.1 men inkluderas i de beräkningar som gäller för PM 2.5. 2 PM 10 är egentligen alla partiklar mindre än 10 mikrometer d.v.s. både avgas- och slitagepartiklar. Slitagepartiklarna utgör delmängden (PM 10 PM 2.5). 6
biologisk) av en viss exponering (dos) av en viss kemisk förening eller substans. Det behövs alltså en ER-funktion för varje enskild typ av effekt som kan uppstå på grund av utsläppet av en viss kemisk förening eller substans. Detta innebär i sin tur att det behövs en stor mängd fastställda ER-funktioner (summan av antalet effekter för varje kemiskförening och för partiklar) för att en fullständig värdering av de samlade effekterna av luftföroreningar från avgaser skall kunna göras. För att beräkna de lokala effekterna i ASEK används för Stockholmsregionen resultatet från det så kallade SHAPE-projektet (Stockholm Study on the Health Effects of Air Pollution and their Economic Consequences) (Forslund et al. 2007). Hälsoeffekterna av luftföroreningar, från förbränning av fossila bränslen består dels av förkortad livslängd (mortalitet) och dels i ökad sjuklighet (morbiditet). Den ekonomiska värderingen av mortalitet bygger på en uppskattning av det förväntade värdet av ett förlorat levnadsår, VOLL (Value Of a Lost Life year). Uppskattningen av VOLL har gjorts genom härledning från det skattade förväntade värdet av ett liv, VSL (Value of a Statistical Life)3. Det VSL som har använts avser värdering av dödsfall vid trafikolyckor (se kapitel 9 i denna rapport). Användningen av VSL för trafikolyckor som grund för beräkningen av förkortad livslängd på grund av luftföroreningar har ifrågasatts. Ett skäl till detta är att det är tänkbart att VSL kan vara beroende av vilken typ av risk det gäller och i vilket sammanhang den uppstår och alltså kan anta olika värde för olika typer av dödsolyckor. Någon korrigering av värdet för denna typ av sammanhangsfaktor har inte gjorts (SIKA, 2005). Värderingen av luftföroreningar har heller inte justerats med hänsyn till den revidering av VSL för trafikolyckor som gjordes i denna ASEK-översyn (en ca 30-procentig ökning av VSL). Den ekonomiska värderingen av kostnaden för ökad sjuklighet görs fortfarande schablonmässigt genom ett procentuellt påslag på värderingen av mortalitet (SIKA 2003a). Det har diskuterats huruvida slitagepartiklar, PM10, (som främst härrör från slitage från vägbanan) ska tas med som en värderingskomponent. Bedömningen är att den kostnad som används i nuvarande beräkningar för partiklar i Stockholm troligtvis överskattar kostnaden (Mellin & Nerhagen 2010). Därför är det inte lämpligt att lägga till ytterligare en värderingskomponent för slitagepartiklar. Regionala effekter Regionala effekter består av direkta och indirekta effekter av luftföroreningar som uppstår inom ett relativt stort område kring källan till utsläppen. De indirekta effekterna av utsläppen består i att en del av de emitterade ämnena (primära förorenande ämnen) genomgår kemiska reaktioner och ombildas till nya ämnen (sekundära förorenande ämnen) som även de har negativa effekter på miljön.4 De regionala effekter som värderas är hälsoeffekter på grund av utsläpp av partiklar, kväveoxider (NOx), svaveldioxid (SO2) och kolväten (VOC) samt naturskadeeffekter som uppstår på grund av kväveoxider (NOx), svaveldioxid (SO2) och kolväten (VOC). Exempel på naturskadeeffekter är försurning och övergödning. Värderingen av de regionala effekterna har inte gjorts genom beräkning av skadekostnader utan baseras på åtgärdskostnaden för att uppnå politiskt uppsatta miljömål (SIKA 2005b). 3 VSL motsvarar det diskonterade värdet av VOLL, räknat över den förväntade livstiden. 4 Svaveldioxid kan t.ex. ombildas till sulfater och kväveoxider till nitrater. 7
Luftföroreningar och deras effekter på hälsa och miljö är ett i flera avseenden mycket komplext problemområde. Det finns tusentals ämnen i fordonsavgaser som kan påverka människors hälsa. Många av dem påverkar också ekosystemen samt bidrar till påverkan på material genom korrosion och dylikt. Det är förenat med stora svårigheter är att till fullo fastställa konsekvenserna av luftföroreningar. När det gäller hälsoeffekter är mekanismerna i människokroppen endast delvis utredda, synergistiska samband mycket vanliga och de allvarligaste effekterna ofta mycket långsiktiga, t.ex. utveckling av cancer. Den medicinska osäkerheten är alltså stor. Ett område där detta är tydligt är partikelområdet där nyare forskning bland annat visar att partiklar och det som kan finnas bundet på partiklarnas yta kan uppskattas stå bakom ett par tusen förtida dödsfall per år i Sverige. Att vi idag mäter mängder och halter och har effektsamband endast för de mest centrala aggregaten av ämnen kan emellertid vara rationellt och effektivt om det innebär att vi fångar in huvuddelen av luftföroreningarnas konsekvenser med en begränsad utvärderingsinsats. 11.2. Metod för beräkning av lokala effekter av luftföroreningar Beräkningen av lokala effekter av luftföroreningar görs i två steg. Steg 1: Först beräknas antalet exponeringsenheter per kilo utsläpp på den specifika lokalen. Detta görs med formeln: Exponering = 0,029 F v B 0,5 Fv = ventilationsfaktorn för tätorten (exponering per person och kilo utsläpp) B = tätortens folkmängd (antal personer) I tabell 11.4. redovisas olika ventilationsfaktorer för olika ventilationszoner. Landets indelning i ventilationszoner visas i figur 11.1. Tabell 11.4 Ventilationsfaktorer för olika ventilationszoner Ventilations-zon Ventilationsfaktor, Fv 1-2 1,0 3 1,1 4 1,4 5 1,6 8
Figur 11.1 Landets indelning i ventilationszoner Steg 2: För att beräkna den enskilda lokalens värde för utsläpp uttryckt i kr/kg, multipliceras tätortens specifika exponering med respektive ämnes värde per exponeringsenhet (se tabell 11.1). Denna metod tillämpas när man vet att en åtgärd med säkerhet påverkar en viss tätort. Vid en åtgärd där påverkan är svår att hänföra till någon specifik tätort, kan ett schablonvärde för ventilationsfaktor och storleken på tätortsbefolkning användas, en så kallad referenstätort. Som referenstätort används Kristianstad som har 35 700 invånare. Referenstätorten används med motiveringen att Sveriges mediantätortsbo bor i en tätort av Kristianstads storlek. Ventilationsfaktorn i referenstätorten har satts till 1,0. För de kalkylverktyg som beräknar effekter för mindre objekt, till exempel EVA-verktyget, lämpar sig en mindre ort bättre som grund för beräkning. Här avses ingen speciell tätort utan endast ett invånarantal på 4 000 personer. Även här antas ventilationsfaktorn vara 1,0. 9
11.3. Marginalkostnader för luftföroreningar (exkl koldioxid) Marginalkostnaderna för emissioner har beräknats utifrån de samhällsekonomiska kalkylvärden för luftföroreningar som redovisats avsnitt 11.1 samhället samt de emissionsfaktorer, alltså uppgifter om mängden utsläpp som framförandet av olika fordon ger upphov till. De emissionsfaktorer som använts har tagits fram med HBEFA-modellen och som redovisas i Trafikverkets Handbok för vägtrafikens luftföroreningar. De beräknade marginalkostnaderna omfattar de utsläppsämnen som värderas enligt avsnitt 11.1, det vill säga svaveldioxid, kväveoxid, kolväten samt partiklar. De emissionsfaktorer som beräkningarna av tågtrafikens marginalkostnader baseras på redovisas i avsnitt 11.4. 11.3.1 Vägtrafik ASEK rekommenderar Rekommenderade marginalkostnader för luftföroreningar av trafik visas i tabell 11.5. Marginalkostnaderna är uttryckta i 2014-års prisnivå och anges i enheten kronor per fordonskilometer. I tabell 11.6 visas en prognos för trafikens marginalkostnader för luftföroreningar år 2040, beräknade i 2040-års priser uttryckta i 2014-års penningvärde. Tabell 11.5. Marginalkostnader för vägtrafikens luftföroreningar, baserade på emissionsfaktorer enligt HBEFA3.1 och trafikarbete 2012. (Referensort Kristianstad vid värdering av lokala effekter.) Kr per fkm. Prisnivå (och penningvärde) år 2014 Fordon Landsbygd ( regionala effekter) Tätorter (regionala och lokala effekter) Genomsnittlig marginalkostnad Personbil bensin 0,03 0,12 0,07 Personbil diesel 0,04 0,14 0,08 Personbil E85 0,01 0,08 0,04 Personbil CNG 0,01 0,03 0,02 Personbil genomsnitt 0,03 0,12 0,07 Landsvägsbuss 0,39 1,14 0,60 Stadsbuss - 1,26 1,26 Lätt lastbil bensin 0,06 0,21 0,12 Lätt lastbil diesel 0,08 0,30 0,17 Lätt lastbil genomsnitt 0,08 0,29 0,16 Lastbil utan släp 0,35 0,95 0,51 Lastbil med släp 0,54 1,51 0,80 10
Tabell 11.6. Prognos för marginalkostnader för vägtrafikens luftföroreningar, baserade på emissionsfaktorer enligt HBEFA3.1 och trafikarbete 2030. (Referensort Kristianstad vid värdering av lokala effekter.) Kr per fkm. Prisnivå 2040, uttryckt i 2014 års penningvärde. Fordon Landsbygd ( regionala effekter) Tätorter (regionala och lokala effekter) Genomsnittlig marginalkostnad Personbil bensin 0,02 0,10 0,05 Personbil diesel 0,02 0,04 0,03 Personbil E85 0,02 0,09 0,05 Personbil CNG 0,01 0,07 0,04 Personbil genomsnitt 0,02 0,06 0,04 Landsvägsbuss 0,04 0,33 0,12 Stadsbuss - 0,12 0,12 Lätt lastbil bensin 0,03 0,16 0,08 Lätt lastbil diesel 0,04 0,06 0,05 Lätt lastbil genomsnitt 0,04 0,07 0,05 Lastbil utan släp 0,06 0,22 0,10 Lastbil med släp 0,06 0,50 0,19 Bakgrund och motivering I avsnitt 11.1 redovisas gällande värderingar av de utsläppsämnen som ingår i beräkningen av marginalkostnaderna för trafikens luftföroreningar. För beräkning av marginalkostnad i tätort används den generella referenstätort som anges i tabell 11.2 (Kristianstad). De emissionsfaktorer som använts är framtagna med HBEFA-modellen och redovisas i Trafikverkets Handbok för vägtrafikens luftföroreningar. Dessa data ger tillsammans marginalkostnader för emissioner och koldioxid uppdelade på olika vägfordon och trafikmiljöer enligt tabell 11.5 och 11.6. Storleken på beräknad genomsnittlig marginalkostnad för hela landet är beroende av hur trafiken fördelar sig på vägnätet. Därför har marginalkostnaderna för olika trafikmiljöer vägts samman med data över trafikarbete i olika trafikmiljöer. 11.3.2. Tågtrafik ASEK rekommenderar Rekommenderade marginalkostnaderna visas i tabell 11.7, 11.8 och 11.9. Tabell 11.7 Marginalkostnader för luftföroreningar av tågtrafik, kr/liter diesel. Prisnivå 2014. Fordon Landsbygd (regionala effekter) Tätort (lokala och regionala effekter) Motorvagnar oreglerade 4,49 11,33 Motorvagnar steg IIIA 1,24 3,85 Motorvagnar steg IIIB 0,68 1,08 Lok oreglerade 4,89 9,46 Lok steg IIIA 2,13 4,97 Lok steg IIIB 1,31 1,81 11
Tabell 11.8 Marginalkostnader för luftföroreningar av tågtrafik, kr/liter diesel. Prisnivå 2040 uttryckt i 2014-års prisnivå. Fordon Landsbygd (regionala effekter) Tätort (lokala och regionala effekter) Motorvagnar oreglerade 6,60 16,66 Motorvagnar steg IIIA 1,82 5,65 Motorvagnar steg IIIB 1,00 1,59 Lok oreglerade 7,19 13,90 Lok steg IIIA 3,12 7,31 Lok steg IIIB 1,92 2,66 Tabell 11.9 Genomsnittliga marginalkostnader för tågtrafikens luftföroreningar, kr/liter diesel, prisnivå 2014 och 2040, uttryckt i 2014-års penningvärde. Fordon Emissioner 2014 Prognos 2040 Motorvagnar genomsnitt 2,73 1,05 Lok genomsnitt 3,47 1,98 Bakgrund och motivering Marginalkostnaderna som redovisas i tabellerna 11.6-11.8 är uttryckta i 2014 års prisnivå och anges i enheten kronor per liter diesel. Värderingar av de utsläppsämnen som ingår i beräkningen av marginalkostnad är de som redovisas i avsnitt 11.1. De emissionsfaktorer som använts redovisas i avsnitt 11.4. För beräkning av marginalkostnad i tätort används den generella referenstätort som anges i avsnitt 11.1. Dessa data ger marginalkostnader för emissioner från dieseldriven järnvägstrafik uppdelad på fordon med olika motorklasser och trafikmiljöer. För att beräkna genomsnittlig marginalkostnad behövs uppgifter om den dieseldrivna tågtrafikens geografiska lokalisering i landet uppdelat på landsbygd och tätort. Vidare behövs uppgifter om hur trafikarbetet är fördelat mellan fordon med olika motorklass. Denna fördelning är i nuläget baserad på inrapporterad dieselförbrukning från järnvägsföretag till Trafikverket i samband med faktureringen av banavgifter för år 2014 (se tabell 11.13 i avsnitt 11.4). 11.4. Emissionsfaktorer för luftföroreningar och koldioxid För att en samhällsekonomisk värdering av luftföroreningar ska kunna göras måste de fysiska emissionerna kvantifieras. Detta görs med s.k. emissionsfaktorer (EF), som konverterar trafikarbete till utsläppsmängder uttryckta i gram utsläpp per fordonskilometer (g/fkm). Kvaliteten på dessa EF har naturligtvis direkt inverkan på kvaliteten i den slutliga värderingen. Vägtrafik För vägtrafik används emissionsfaktorer som bygger på HBEFA-modellen (version HBEFA3.1). Dessa emissionsfaktorer, samt bränsleförbrukning och trafikarbete redovisas i kapitel 6 i Trafikverkets dokument Handbok för vägtrafikens luftföroreningar. Emissionsfaktorerna inkluderar körning med varm motor, kallstarter, avdunstning samt försämring p.g.a. åldring. Effekterna är beräknade som medeltal av hela den svenska vägtrafiken. 12
Emissions- och bränslefaktorerna för personbil består t.ex. av såväl bensindrivna personbilar med katalysator som gamla bensindrivna personbilar utan katalysator som nya och gamla dieseldrivna personbilar. Då HBEFA-modellen inte inkluderar emissioner för partiklar från motorcyklar och mopeder har dessa tagits från EMEP/EEA Tier2. Tågtrafik I tidigare ASEK-rapport beskrevs genomsnittliga emissionsfaktorer för dieseldrivna motorvagnar och lok som byggde på uppgifter från SJ samt Nätverket för Trafik och Miljö. De emissionsfaktorer som nuvarande marginalkostnader (ASEK 5 och 6) bygger på är de normer för utsläpp från mobila maskiner som finns i EU direktiv 1997/68/EG. För motorvagnar och lok kom de första avgaskraven på EU-nivå år 2006. De specifika utsläppen från dieseldrivna motorvagnar och lok beror på vilken avgasklass motorn uppfyller. Motorer som placerats på marknaden tidigare och som inte uppfyller EU-kraven räknas som oreglerade. En styrka med nämnda emissionsfaktorer är att de är differentierade, vilket är en tillgång bl.a. vid prissättning av externa effekter, samt att de genomsnittliga värdena enkelt kan uppdateras i takt med att den svenska fordonsparken förändras. En svaghet är att de är gränsvärden och inte visar de genomsnittliga utsläppen från motorer inom varje klass. I tabell 11.10 redovisas de utsläppsnivåer som gäller för motorer i dieseldrivna motorvagnar och lok samt en uppskattning av typiska utsläpp från oreglerade motorer och bränsleförbrukning enligt en teknisk granskning av ovan nämnda direktiv utförd av Joint Research Center(2008). Dock finns inga normer för svaveldioxid eller koldioxid i direktivet. Emissionsfaktorerna för svaveldioxid har därmed beräknats utifrån det faktiska svavelinnehållet i diesel av miljöklass 1 i Sverige. 5 Emissionsfaktorerna för koldioxid avser utsläpp för diesel av miljöklass 1 utan inblandning av förnyelsebart bränsle enligt Svenska petroleum och biodrivmedelsinstitutet (2011). Vidare avser emissionsfaktorn de faktiska utsläppen på grund av trafikering och inte utsläpp ur ett livscykelperspektiv. Tabell 11.10 Emissionsfaktorer samt bränsleförbrukning uttryckta i g/kwh Bränsle- NO förbrukning X HC PM SO2 6 CO CO 2 Utsläpp lok: Oreglerat 230 15,4 1,3 0,3 0,0005 3,5 697 Steg III A 206 6,0 0,5 0,2 0,0004 3,5 672 Steg III B 206 3,7 0,3 0,0 0,0004 3,5 672 Utsläpp motorvagn Oreglerat 224 13,7 1,3 0,5 0,0004 3,5 716 Steg III A 216 3,7 0,3 0,2 0,0004 3,5 641 Steg III B 216 2,0 0,19 0,0 0,0004 3,5 641 I tabell 11.10 uttrycks emissionsfaktorerna i enheten gram per kilowattimme. I de samhällsekonomiska modeller och verktyg som används krävs dock att emissionsfaktorerna är uttryckta i andra enheter. För att kunna beräkna marginalkostnader som kan relateras till dagens utformning av emissionskomponenten i banavgifterna krävs emissionsfaktorer 5 Svavelhalten i svensk diesel får innehålla max 10 mg/kg. I praktiken har dock den svenska dieseln idag en svavelhalt på ca 2 mg/kg. 6 Egna beräkningar utifrån faktiskt svavelinnehåll i svensk diesel. 13
uttryckta i gram per liter diesel. Emissionsfaktorerna i tabell 11.10 har därför räknats om med hjälp av bränsleförbrukningen samt densiteten för diesel 7. Emissionsfaktorer uttryckta i gram per liter diesel visas i tabell 11.11. Tabell 11.11. Emissionsfaktorer samt bränsleförbrukning i gram per liter diesel NO X HC PM SO 2 CO CO 2 Utsläpp lok: Oreglerat 54,6 4,6 1,2 0,0016 12,4 2 540 Steg III A 23,8 2,0 0,8 0,0016 13,9 2 540 Steg III B 14,6 1,2 0,1 0,0016 13,9 2 540 Utsläpp motorvagn: Oreglerat 49,9 4,7 1,9 0,0016 12,8 2 540 Steg III A 13,8 1,3 0,8 0,0016 13,2 2 540 Steg III B 7,6 0,7 0,1 0,0016 13,2 2 540 För att beräkna emissioner i de samhällsekonomiska modellverktygen, t.ex. Sampers/Samkalk och Bansek, krävs emissionsfaktorer uttryckta på annat sätt. För dieseldrivna persontåg beräknas en genomsnittlig emissionsfaktor (g/tågkm) för samtliga typer av fordon och körförhållanden. I beräkningen används en basfaktor (a) samt en tilläggsfaktor (b) för tåg över 140 personer som adderar emissionerna i proportion till tågstorleken (EF = a+bx där x är antal platser över 140). I Samkalk benämns dessa som fasta EF (a) respektive marginella EF (b). För beräkning av godstrafikens emissioner används emissionsfaktorer dels för linjedrift (g/nettotonkm) och dels för växling (g/växlingstimme). Ovanstående emissionsfaktorer har därmed räknats om med hjälp av uppgifter om bränsleförbrukning hämtade från IVL (2005). Dessa visas i tabell 11.12. Tabell 11.12 Bränsleförbrukning uttryckt i liter/tågkm samt liter/bruttotonkm enligt IVL (2005) Genomsnittlig bränsleförbrukning liter/tågkm liter/bruttotonkm Lok 1,89 0,0053 Motorvagn 0,0127 För beräkning av emissionsfaktorer för en genomsnittlig dieseldriven motorvagn respektive lok krävs även kunskap om hur trafikarbetet är fördelat mellan fordon med olika motorklass. Denna fördelning baseras i nuläget på inrapporterad dieselförbrukning från järnvägsföretag till Trafikverket i samband med faktureringen av banavgifter för år 2014. Den fördelningen redovisas i tabell 11.13. Utifrån dessa beräkningsförutsättningar fås emissionsfaktorer uttryckta i gram per bruttotonkilometer för motorvagnar. Med uppgifter om vikt för minsta tåg (75 ton) och vikt för extra plats (0,65 ton) enligt kapitel 14 kan man beräkna emissionsfaktorer i gram per tågkilometer samt gram per platskilometer för dieselmotorvagnar. Dessa visas i tabell 11.14. Om det finns mer exakta uppgifter om tågvikt för just den tågtyp analysen avser kan de användas för att beräkna mer specifika emissionsfaktorer än de redovisade genomsnittsvärdena. 7 Densiteten på diesel är ca 816 g/dm 3. 14
Tabell 11.13 Fördelning av dieselanvändning och trafikarbete på fordon med olika motorklass. Fordon Miljöklass Andel av trafikarbete, år 2014 Diesellok Oreglerade 54 % Diesellok Steg IIIA 0 % Diesellok Steg IIIB 45 % Motorvagn, diesel Oreglerade 38 % Motorvagn, diesel Steg IIIA 52 % Motorvagn, diesel Steg IIIB 10 % Tabell 11.14 Emissionsfaktorer för motorvagnar uttryckta i gram per tågkm (fast emissionsfaktor) samt gram per platskm (rörlig emissionsfaktor), 2014 och prognos för 2040. Fast emissionsfaktor (minsta tåg), g/tågkm Marginell emissionsfaktor (extra platser), g/platskm NOx HC PM SO 2 CO CO 2 2014 25,5 2,4 1,1 0,002 12,4 2 419 Prognos 2040 7,2 0,7 0,1 0,002 12,6 2 419 2014 0,2 0,02 0,01 0,00001 0,1 21,0 Prognos 2040 0,06 0,01 0,001 0,00001 0,1 21,0 Utifrån beräkningsförutsättningarna i tabell 11.12 fås emissionsfaktorer uttryckta i gram per bruttotonkilometer och gram per tågkilometer för lok. Med uppgifter om genomsnittlig bruttovikt (1071 ton) och genomsnittlig nettolast (574 ton) för dieseldriven godstrafik 8 har därefter genomsnittliga emissionsfaktorer i gram per nettotonkilometer för diesellok i linjedrift beräknats. De visas i tabell 11.15. Om det finns mer exakta uppgifter om bruttovikt och nettolast för just den tågtyp analysen avser kan de användas för att beräkna mer specifika emissionsfaktorer än nedanstående schablonvärden. Emissionsfaktorerna för växling har inte kunnat uppdateras, varför de tidigare värdena fortsatt gäller tills vidare. Tabell 11.15. Emissionsfaktorer för lok uttryckta i g per nettotonkm (linjedrift) samt g per växlingstimme (växling). Emissionsfaktorer år 2014 samt prognos för 2040. Emissionsfaktorer lok g/nettotonkm samt g/växlingstimme NOx HC PM SO2 CO CO2 Diesellok i linjedrift, 2014 0,46 0,04 0,009 0,00002 0,2 31,8 Diesellok i linjedrift, prognos 2040 0,18 0,02 0,001 0,00002 0,2 31,8 Diesellok växling T44, 2014 och 2040 9 100 280 192 140 208 000 Diesellok växling Z/V, 2014 och 2040 1 080 50 37 30 40 000 8 Bygger på egna beräkningar utifrån trafikarbete för dieseldriven godstrafik på olika bandelar och tågtyper i Sverige enligt statistik över järnvägstrafik i Bilagan med kalkylvärden, flik 13. 15
Referenser Forslund, J., Marklund, P-O., Samakovlis, E., (2007) Samhällsekonomiska värderingar av luft och bullerrelaterade hälsoproblem en sammanställning av underlag för konsekvensanalyser. Specialstudie nr. 13, december 2007, Konjunkturinstitutet. Mellin, A., & Nerhagen, L., (2010), Health Effects of Transport Emissions A Review of the state of the art of methods and data used for external cost calculations. Centre for Transport Studies Stockholm. SIKA, (2002), Översyn av samhällsekonomiska metoder och kalkylvärden på transportområdet. Rapport 2002:4. SIKA, (2005), Arbetet med att utveckla värderingar för trafikens avgasutsläpp. PM 2005:9. SIKA, (2005), Förslag till reviderade värderingar av trafikens utsläpp till luft. PM 2005:10. 16