En av förenklingarna har varit att ingen omvandling av råoljan sker i samband med utvinningen. I praktiken sker dock en viss omvandling, exempelvis om naturgas omvandlas från gas till vätskeform (LNG). Då inget av de studerade raffinaderierna använder flytande naturgas som en råvara antas inverkan från omvandling vid källan vara försumbar.
Även för transporter, både till och från raffinaderiet, har data från JEC-studien används. Det har även antagits att de totala transportavstånden är identiska. För transporterna har ingen hänsyn tagits till effekterna av skillnader i energiinnehåll och densitet mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 då dessa antas vara försumbara i sammanhanget.
Energianvändning och utsläpp av klimatgaser från respektive raffinaderi har
analyserat i det aktuella delprojektet. Hänsyn har tagits till produktion och export av både värme och ånga. I många fall bildas överskott av värme i raffinaderiprocessen. Denna värme kan antingen exporteras direkt som fjärrvärme till närliggande samhällen eller omvandlad till ånga för industriell användning. Att kunna tillvarata biprodukten värme har en stor inverkan på den totala energiverkningsgraden och utsläppen av klimatgaser. När värmen har använts som fjärrvärme har det antagits att den har ersatt naturgas.
Förutom produktionen av diesel har även användandet av vätgas inkluderats i analysen. Vätgas krävs för att kracka, avsvavla och av-aromatisera råoljan till olika dieselkvaliteter. Ju mer bearbetning den slutliga produkten kräver desto mer vätgas konsumeras. I vanliga fall erhålls ett överskott av vätgas vid produktion av bensin men den ökade efterfrågan på diesel har lett till ett underskott av väte i
raffinaderiprocessen. Detta har lett till att vätgas måste erhållas från andra källor så som naturgas eller LPG (flytande petroleumgas). Vätgashanteringen har inkluderats i WTT-analysen medan bensintillverkningen har lämnats utanför systemgränserna. En annan viktig iakttagelse som gjordes under projektet var en bieffekt av
kombinerad tillverkning av miljöklass 1 och miljöklass 3 diesel jämfört med tillverkning av enbart miljöklass 3 diesel. I grunden tillverkas petroleumprodukter genom att råoljan separeras i olika komponenter med olika kokpunkter genom destillation. De viktigaste komponenterna är gas, nafta (där bensin ingår) och mellandestillat (diesel och eldningsolja). Kvar blir en tjock massa som används till bland annat tjockolja och asfaltstillverkning (bitumen). För att öka utbudet av diesel och andra lättare produkter genomförs en krackningsprocess (termisk eller
katalytisk). Vid krackning åtgår mer energi.
Diesel av miljöklass 1 tillverkas ofta genom så kallad ”straight run” vilket i princip är den dieselkomponent som kommer ut från destillationen. För tillverkning av
miljöklass 3 eller Europadiesel används både straight run och krackning. I de fall miljöklass 1 och miljöklass 3 tillverkas i samma raffinaderi (vilket är det vanliga) används ofta en straight run för miljöklass 1 medan miljöklass 3 tillverkas genom krackning. Detta gör att det går åt mer energi (och vätgas) för att tillverka miljöklass 3 eftersom de ”enkla” destillaten redan har nyttjas för miljöklass 1. En direkt
jämförelse mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 från samma raffinaderi leder därför till en relativt sett ökad energianvändning för tillverkning av miljöklass 3 på grund av en svårare råvara.
I den aktuella WTT studien har därför energianvändningen och utsläppen av klimatgaser från en kombinerad tillverkning av miljöklass 1 och miljöklass 3 jämförts med en situation där enbart miljöklass 3 tillverkas. I det senare faller tillverkas miljöklass 3 från både straight run och genom krackning av tyngre destillat.
Skillnaden i utsläpp av klimatgaser mellan scenariot där miljöklass 1 tillverkas och scenariot där enbart miljöklass 3 är försumbar. Dessutom är den genomsnittliga skillnaden betydligt mindre än skillnaderna i enskilda raffinaderier vilket indikeras av felstapplarna i Figur 18. Felstaplarna indikerar inte en statistisk varians eller konfidensintervall utan det största respektive minsta utsläppen av klimatgaser av samtliga studerade raffinaderier. För utsläpp av klimatgaser är den genomsnittliga skillnaden mellan tillverkning av miljöklass 1 och enbart tillverkning av miljöklass 3 cirka 0,10 g CO2-ekv per MJ diesel eller 1 procent. Dock är variationen mellan de raffinaderierna med de lägsta respektive högsta utsläppen av klimatgaser drygt 2 g CO2-ekv per MJ eller 20 gånger högre än den genomsnittliga skillnaden mellan miljöklass 1 och miljöklass 3.
Figur 18. WTT resultat för energianvändning och utsläpp av klimatgaser (från Ahlvik och Eriksson, 2012)
Energianvändningen uppvisar en motsvarande trend som för utsläpp av klimatgaser. Däremot är skillnaderna i genomsnittlig energianvändning ännu mindre, mindre än 0,4 procent till fördel för miljöklass 3, och skillnaderna mellan olika raffinaderier större. I Ahlvik och Eriksson (2012) har även processen där miljöklass 1 tillverkas av straight run och miljöklass 3 av både straight run och tyngre destillat redovisats.
E ne rg ia nv änd ni ng (M J/ M J pr od uk t) U ts lä pp a v kl im at ga se r ( g/ M J pr od uk t) 53
Jämfört med avgasutsläppen av koldioxid motsvarar tillverkningen, WTT, endast cirka 10 procent. Detta betyder att små skillnader i WTT delen kommer att ha än mindre effekt i hela kedjan Well-To-Wheel, WTW.
Generellt ska nämnas att de raffinaderier som levererar miljöklass 1 diesel till den svenska marknaden är mycket energieffektiva i jämförelse med det genomsnittliga Europeiska raffinaderiet. Enligt JEC studien (JEC, 2011) åtgår det 0,10 MJ per MJ diesel producerat. Energibehovet för de raffinaderier som tillverkar miljöklass 1 diesel till den svenska marknaden är 0,04 MJ per MJ diesel producerat.
Motsvarande data för utsläpp av klimatgaser är 8,6 g/MJ jämfört med 2,4 g/MJ. Detta indikerar att utsläppen av klimatgaser och energianvändningen, relaterat till användningen av diesel på den svenska marknaden, från raffinaderisteget (WTT) inte kommer att påverkas nämnvärt av en övergång från miljöklass 1 till miljöklass 3. Däremot skulle utsläppen öka markant om raffinaderier motsvarande det genomsnittliga Europeiska raffinaderiet började leverera diesel till den svenska marknaden. Dock bör det nämnas att utsläpp av klimatpåverkande gaser är ett globalt perspektiv och även om det kommer in andra raffinaderier på den svenska marknaden kommer sannolikt inte de fem nuvarande raffinaderierna att sluta producera diesel utan börja leverera till andra kunder. Detta betyder att globalt sett är effekterna försumbara trots att de utsläpp som kan allokeras till användning av diesel Sverige riskerar att öka.
Något som ytterligare talar för att de Europeiska utsläppen av klimatpåverkande gaser inte kommer att öka är att raffinaderiverksamheten (Mineraloljeraffinaderier) lyder under EU:s system med handel av utsläppsrätter (EU ETS) (EU, 2003b). I och med att mineraloljeraffinaderierna redan omfattas av ett styrmedel, handel med utsläppsrätter, är det inte rimligt att inkludera utsläppen av koldioxid från raffinaderiprocessen i bedömningen av skatteskillnader mellan miljöklass 1 och miljöklass 3. Dock är det bara mineraloljeraffinaderier inom Europeiska
gemenskapens territorium som omfattas av systemet med handel av utsläppsrätter. Raffinaderier i andra delar av världen som levererar raffinerade produkter
exempelvis diesel till EU omfattas inte.
Samhällsekonomisk analys
För detta regeringsuppdrag har de samhällsekonomiska beräkningarna skett i enlighet med den metodik som beskrivs av ASEK (Arbetsgruppen för
samhällsekonomiska kalkyl- och analysmetoder inom transportområdet). ASEK använder så kallade effektkedjeansatser. Med dessa kopplar man samman studier från kedjan utsläpp-halter-exponering-effekter-värdering för att få värderingar av ett begränsat antal föroreningar. Fram till 1999 använde man
betalningsviljeansatser. Effekterna av luftföroreningarna delas vanligtvis upp i tre olika kategorier: lokala, regionala och globala effekter.
Att det finns ett positivt samband mellan kalkylvärden och ekonomisk tillväxt är väl belagt. Denna kunskap har också länge utnyttjats av ASEK när kalkylvärden räknats upp mellan basår. Teoretiskt sett borde detta samband innebära att de
kalkylvärdena också ska räknas upp realt under kalkylperioden. Med stöd av detta räknas de långsiktiga värdena för luftföroreningarna upp med förväntad utveckling av BNP/capita. De kortsiktiga värdena används vid kalkyler under tio år och vid långsiktiga kalkyler räknas det kortsiktiga värdet upp med olika
uppräkningsfaktorer. Vid 40-åriga kalkyler är denna faktor 1,34. Inom EU drivs projektet ExternE (Externalities of Energy -
http://www.externe.info/ ) som från början syftade till att värdera utsläppen i energisektorn. Numera omfattar ExternE även trafikens utsläpp. Det har uttalats önskemål att Sverige ska använda sig av ExternE:s värden för luftföroreningar. Invändningar kan nämligen göras mot ASEK:s värdering av hälsoeffekter av NO2
och SO2, där andra studier, t ex ExternE, har exkluderat dessa ämnen från hälsoeffektvärderingen på grund av risken för dubbelräkningar (observerade effekter av NO2 och SO2 kan istället vara effekter orsakade av andra
luftföroreningar, t ex partiklar, som korrelerar med NO2 och SO2). Dock anses osäkerheten i ExternE-beräkningarna vara höga, varför man valt att inte gå över till att tillämpa ExternE i Sverige
Lokala effekter av trafik är de direkta effekter av luftföroreningar som uppstår i
närområdet kring källan till utsläppen. De lokala effekter som värderas är
hälsoeffekter p.g.a. utsläpp av kväveoxider (NOx), svaveldioxid (SO2) och olika typer av kolväten (VOC) samt nedsmutsning på grund av partiklar. De partiklar som ingår i värderingen är så kallade avgaspartiklar, det vill säga mycket små inhalerbara partiklar, s.k. PM2,51.
Det finns 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 värderas inte eftersom risken för dubbelräkning anses stor.
Regionala effekter består av direkta och indirekta effekter av luftföroreningar
som uppstår inom ett relativt stort område kring källan till utsläppen. De indirekta effekterna av utsläppen består av att en del av de emitterade ämnena (primära förorenande ämnen) genomgår kemiska reaktioner och ombildas till nya ämnen (sekundära förorenande ämnen) som även de har negativa effekter på miljön3. De regionala effekter som värderas är hälsoeffekter på grund av utsläpp av partiklar, kväveoxider (NOx), svaveldioxid (SO2) och kolväten (VOC) samt naturskadeeffekter som uppstår på grund av kväveoxider (NOx), svaveldioxid (SO2) och kolväten (VOC). Exempel på naturskadeeffekter är försurning och övergödning. Värderingen av de regionala effekterna har inte gjorts genom beräkning av skadekostnader utan baseras på åtgärdskostnaden för att uppnå politiskt uppsatta miljömål.
1 Avgaspartiklar är egentligen mindre än PM2.5 (PM2,5 = partikulärt material, med storlek mindre än 2,5 mikrometer). De ingår i PM0.1 men inkluderas i de beräkningar som gäller för PM2.5.
2 PM10 är egentligen alla partiklar mindre än 10 mikrometer d.v.s. både avgas- och slitagepartiklar. Slitagepartiklarna utgör delmängden (PM10 – PM2.5).
3 Svaveldioxid kan t.ex. ombildas till sulfater och kväveoxider till nitrater 55
Globala effekter av trafikens skadeverkningar är mycket svårt att värdera. Den
korrekta ansatsen vore att använda sig av de skador utsläppen av koldioxid och andra växthusgaser orsakar; en så kallad skadekostnadsansats. Kalkylvärdet för koldioxidutsläpp borde visa den marginella skadekostnad som ytterligare ett kilo utsläpp beräknas åstadkomma. Skadekostnaderna för klimatförändringarna är dessvärre svåra, för att inte säga omöjliga att beräkna. I brist på möjligheten att använda denna vetenskapligt korrekta ansats använder sig ASEK av
koldioxidskatten på bränsle, vilken kan ses som ett uttryck för ett politiskt mål angående reduktion av koldioxid.
Koldioxidskatten på drivmedel ligger idag på cirka 1,08 kronor i 2010 års prisnivå. I kortsiktiga analyser (under 10 år) ska detta värde användas som koldioxidvärdering. Det finns dock mer övergripande klimatmål som tyder på att en skärpning av
styrmedel kommer att bli nödvändig. Även om vi i dagsläget inte vet exakt vad detta kommer att innebära för transportsektorn är det sannolikt att den politiska
koldioxidvärderingen kommer att stiga på längre sikt. Det är svårt att sia om hur stor höjningen kommer att bli, men en försiktig bedömning är att den politiska koldioxidvärderingen i alla fall kommer att stiga i takt med att människor blir rikare. För att få fram ett långsiktig värde skrivs därför dagens koldioxidskatt upp med en prognos på tillväxten i BNP/capita. Detta ger den politiska
koldioxidvärderingen som en, över tid, stigande funktion på 1,52 kr/kg år 2030 och 2,18 kr/kg år 2050. Detta ger ett långsiktigt medelvärde på 1,45 kr/kg, vilket ska användas vid långsiktiga kalkyler.
Systemgränser och metod
Den samhällsekonomiska kostnads-och intäktsanalysen i detta uppdrag är begränsad till de hälsoeffekter och miljöeffekter av dieselbränsleavgaser i Sverige enligt de metoder som utvecklats inom ASEK.
Andra tänkbara makroekonomiska skillnader mellan bränslena som inte innefattas i den samhällsekonomiska analysen är olika effekter av standardisering,
säsongsbetonade skillnader i bränslets egenskaper etc.
Uppdelning på olika typer av fordon, maskiner och motorklasser
I den samhällsekonomiska kalkylen inkluderas följande fordon, maskiner och motorklasser.
• Personbilar (icke-klassade och Euro 1 till Euro 6) • Lätta nyttofordon (icke-klassade och Euro 1 till Euro 6) • Lastbilar (icke-klassade och Euro I till Euro VI)
• Stadsbussar (icke-klassade och Euro I till Euro VI) • Långfärdsbussar (icke-klassade och Euro I till Euro VI) • Arbetsmaskiner (icke-klassade och steg I till steg IV)
Vidare delas arbetsmaskinerna in i tre grupper; jordbruksmaskiner, skogsmaskiner och industriella maskiner.
Geografiska skillnader
Analyser har gjorts för de tre tätortsområdena Stockholm (1 372 565 invånare), Umeå (79 594 invånare) samt Kristianstad (35 711 invånare). Den senare tätorten är av ASEK5 utvald som referenstätort eftersom den svenska mediantätortsbon bor i en tätort av den storleken. De lokala utsläppen i ASEK beräknas enligt följande: Antalet exponeringsenheter per kilo utsläpp på den specifika lokalen beräknas. Detta görs med formeln:
Exponering = 0,029 Fv B0,5
där
Fv = ”ventilationsfaktorn” för tätorten (exponering per person och kilo utsläpp) B = tätortens folkmängd (antal personer)
Ventilationsfaktorn är beroende av den ventilationszon där tätorten är belägen. Ventilationsfaktorn för Stockholm och Kristianstad är 1,0 och för Umeå 1,4. För var och en av tätorterna samt för landsbygdsområde har utsläppen beräknats per liter för miljöklass 1 respektive miljöklass 3.
Till grund för den samhällsekonomiska analysen ligger antagande om hur stor andel av total körsträcka som respektive fordonstyp framförs i tätortsmiljö. Dessa
antaganden är: • Personbilar 40 % • Lätta nyttofordon 40 % • Lastbilar 30 % • Stadsbussar 100 % • Långfärdbussar 40 % • Jordbruksmaskiner 25 % • Skogsmaskiner 0 % • Industriella maskiner 30 % Utsläpp av PAH
Diesel av miljöklass 3 innehåller en större andel PAH än miljöklass 1-dieseln. Procentuellt sett är denna skillnad stor men i absoluta termer liten. Den
samhällsekonomiska skillnaden baserat på enbart utsläpp av PAH mellan bränslena är därför näst intill försumbar. Det är endast i Stockholm som skillnaden skulle kunna ha någon samhällsekonomiskt betydelse. I Nerhagen (2005) finns värden för lokala effekter i Storstockholm av Benso(a)pyren (BaP) som ofta används som modellsubstans för forskningen på polycykliska aromatiska kolväten. Det är svårt att utröna hur stor del av utsläppen av PAH som består av BaP men det torde vara
en liten andel; kanske mindre än en tiondel. Det huvudsakliga ämnet i PAH-gruppen är istället Naftalen. I brist på specifika värden för PAH kan man trots det använda värderingen av BaP i Storstockholm från Nerhagen (2005) för hela PAH-gruppen. Detta värde är 35 606 kr/kg (1998 års prisnivå). Det kan tyckas vara ett högt värde men då ska man tänka på att utsläppen är låga. Då risken att
dubbelräkna de samhällsekonomiska kostnaderna för PAH har ansetts betydande har vi valt att inte inkludera dessa i den slutliga analysen. I kostnadsuppskattningen kopplat till emissioner av partiklar finns även toxicitet och mutagenicitet inkluderat till viss del. Preliminära resultat visade att bidraget från PAH, enligt ExternE värderingen, kunde anses vara försumbart i förhållande till de totala
samhällsekonomiska kostnaderna.
Analys av samhällsekonomiska kostnader
Resultatet från den samhällsekonomiska analysen har delats upp i två delar, klimatrelaterade utsläpp samt utsläpp relaterade till miljö- och hälsopåverkan. Denna uppdelning stämmer även bra med ASEK:s uppdelning på Globala effekter som motsvarar klimatrelaterade utsläpp samt Lokala och Regionala effekter som motsvarar utsläpp av miljö- och hälsopåverkande ämnen. De samhällsekonomiska kostnaderna för utsläpp av miljö- och hälsopåverkande ämnen redovisas i Figur 19. Totalt uppgår den samhällsekonomiska kostnaden till knappt 2,9 kr/liter för miljöklass 1 för år 2010. Det är främst partiklar och kväveoxider som bidrar till de totala kostnaderna. Omsättningen på fordon och arbetsmaskinsparken, att äldre skrotas och nya med lägre avgasutsläpp kommer till, har en tydlig effekt på de samhällsekonomiska kostnaderna vilka sjunker kraftigt. Fram till 2020 har den samhällsekonomiska kostnaden för miljöklass 1 sjunkit till 1,21 kr/liter.
Figur 19. Samhällsekonomisk kostnad för miljöklass 1 diesel i kr/liter
Utöver de miljö- och hälsopåverkan har även de samhällsekonomiska kostnaderna för utsläpp av klimatpåverkande ämnen, främst koldioxid, beräknats. För miljöklass
0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50 3,00 2010 2012 2014 2016 2018 2020 Sam hälls ek on om isk ko st nad m ilj ök las s 1 , k r/ lit er Årtal Kolväte (VOC) Partiklar (PM2.5) Kväveoxid (NOx) 58
1 uppgår kostnaden till 3,77 kr/liter diesel. Motsvarande kostnad för miljöklass 3 är 3,94 kr/liter, en ökad samhällsekonomisk kostnad av 17 öre per liter diesel jämfört med miljöklass 1. Om den samhällsekonomiska kostnaden istället baserades på 1,08 kr/kg CO2 vilket motsvarar dagens koldioxidbeskattning minska både de totala kostnaderna och skillnaden mellan miljöklass 1 och miljöklass 3, se Tabell 15. En koldioxidvärdering av 1,08 kr/kg motsvarar den politiska värderingen av utsläpp av koldioxid i dagsläget medan en värdering 1,45 kr/kg motsvarar samma politiska värdering men över ett mycket längre tidspann. Den senare värderingen är lämplig vid bedömningar av infrastrukturprojekt som har lång livslängd. En rimlig
bedömning av de samhällsekonomiska kostnaderna av miljöklass 1 och miljöklass 3 ligger sannolikt någonstans mellan dessa båda bedömningar, det vill säga mellan 13 och 17 öre/liter diesel.
Tabell 15. Samhällsekonomisk kostnad för utsläpp av koldioxid från diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3
Koldioxidvärdering 1,45 kr/kg 1,08 kr/kg Miljöklass 1 3,77 kr/l 2,88 kr/l Miljöklass 3 3,94 kr/l 3,51 kr/l Skillnad 0,17 kr/l 0,13 kr/l
Skillnaden mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 beror på respektive bränsles egenskaper och sammansätting och kommer inte att påverkas av nya fordon med lägre avgasutsläpp. Det enda som påverkar de specifika utsläppen av koldioxid är kolinnehåll och energiinnehåll i bränslet samt motorns verkningsgrad. Inga av de genomförda mätningarna tydde på några skillnader i motorns verkningsgrad mellan de två bränslena. Energiinnehållet per liter diesel är högre i miljöklass 3 vilket resulterar i en lägre bränsleförbrukning per km. Trots att bränsleförbrukningen är cirka 2 procent lägre med miljöklass 3 jämfört med miljöklass 1 ökar utsläppen av koldioxid med 1,6 procent, se bilaga C.
Jämfört med antagandena i Sigurdson och Lundberg (2012) har utsläppen från personbilar förändrat genom att hänsyn har tagits till andelen fordon utan DPF. Inverkan från äldre personbilar utan DPF är betydande i början av den studerade tidsperioden. Skillnaden i samhällsekonomisk kostnad mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 ökar från cirka 57 öre per liter till 70 öre per liter för år 2010 när effekten av äldre personbilar utan DPF inkluderas. Effekten de äldre fordonen utan DPF avtar dock relativt snabbt och till 2020 är inverkan på merkostnaden för miljöklass 3 endast 1 öre per liter. I bilaga E redovisas skillnaden i
samhällsekonomisk kostnad mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 för olika grupper av fordon och arbetsmaskiner.
Figur 20. Skillnad i samhällsekonomisk kostnad mellan diesel av miljöklass 1 och miljöklass 3
Det är utsläpp av partiklar som svarar för majoriteten av skillnaden i
samhällsekonomisk kostnad mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 vilket kan ses i Figur 20. Av totalt 70 öre/liter svarar partiklar för drygt 50 öre. I kostnaderna för partiklar ingår även effekter av polycykliska aromatiska kolväten. Skillnaden i samhällsekonomisk kostnad mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 minskar dock relativt snabbt från 70 öre/liter 2010 ner till under 20 öre/liter 2020.
Det finns även stora regionala skillnader. De samhällsekonomiska kostnaderna relaterade till utsläpp från fordon och arbetsmaskiner är betydligt högre i
störstäderna jämfört med nationellt. I Stockholm uppgår de samhällsekonomiska kostnaderna relaterat till miljö- och hälsopåverkan för miljöklass 1 till drygt 11 kr/liter och för miljöklass 3 drygt 15 kr/liter för 2010. Detta ger en ökad
samhällsekonomisk kostnad motsvarande drygt 4 kr/liter för miljöklass 3, vilket ska jämföras med cirka 70 öre/liter nationellt. Till 2020 förväntas denna skillnad mellan miljöklass 1 och miljöklass 3 minska till knappt 80 öre/liter.
Hälsoeffekter
Två underlagsrapporter har tagits fram inom ramen för uppdraget ”Health risk assessment of diesel emissions from vehicles- Comparison between (diesel fuels) MK 1 and EN5 590” samt ”Swedish MK1 diesel versus European EN 590 diesel – comparing the impact on emissions and health risks in the metropolitan area of