prop · GB0350 · 1987-12-31 00:00:00 — I princip skulle man särskilja de tätorterdär särskilda styrmedel {områdesavgifter,infartstullar, gatu-prisättning etc.) borde vara aktuella,och låta övriga trafiken och trafikolyckorna ligga till grund för den generella beskattningen. Finns det anledning att differentiera tågtrafikens olyckskostnader ytterligare, t.ex. genoraatt avgränsa SL-trafiken? De materiella kostnaderna för järnvägstrafiken samt luft- och sjöfartenär ej inkluderade i beräkningarna. del gäller att raan har ett fulltkostandsansvar för dessa, och att man i framtidenantas ha en interndebitering sora - liksom olyckskostnaderna per tågkm - beaktar att kostnaderna är tågkm-beroende.För flygets och sjöfartens del har det inte varit möjligt att göranågra bedömningar av i vilken utsträckning försäkringskostnader ärbaserade på förändringar i det aktuellatrafikarbetet. Här föreligger en klar diskrepans till hur de materiella kostnadernabehandlas för vägtrafikens del. Olycksavgift er måsteav praktiska skäl basers på genomsnittsförhållanden. 12 1987/88. är avgifter baserade på fordonskm (drivmedels-skatter/ kiloraeterskatter) respektive tågkra (avgift till ) approxiraativt väl fungerande. För inrikesflygets del torde en passageraravgift kunnatillämpas. Denna konstruktion förutsätter dock att de förväntade olyckskostnaderna i huvudsak är relaterat till antalet flygrörelser och inte till flygsträcka. För sjöfartens del finns inte något avgiftssystem som är tillämpbart. Prop.1987/88:50 Bilaga 1.4 Ekonomisk värdering av luftföroreningarfrän flyg-, fartygs- och järnvägstrafik Prop.1987/88:50 Bilaga 1.4 1.4 Kolväteutsläppgenom avdunstning pä flygplatser 1.9 Miljökostnader förflygets avgasutsläpp 1.10 Skadekostnadensberoende av flygsträckan 2.4 Hur harutvecklingen varit av fartygens luftförorenandeemissioner 2.5 Nägra typfartygs bränsleförbrukningar 2.7 Emissionsfaktorervid emissioner i hamn 2.8 Emissionsfaktorerför typfartygen (g/km) vid gäng till sjöss 2.9 Ekonomisk värdering av emissioner. 2.10 Miljökostnader förtypfartygens rökgasemissioner 2.11 Formler för beräkning avnaturskadekostnaderna 2.12 Ekonomisk värderingav emissioner i hamn Prop.1987/88: 50 Bilaga 1.4 3.7 Emissionerorsakade av eldrivna täg Prop.1987/88:50 Bilaga 1.4 1987/88:50 Bilaga 1.4 Denna rapport har tagits fram pä uppdrag av koramunikations-departementet som ettled i förberedelserna inför ett trafikpolitiskt beslut. Avsikten är att i ekonomiska termer skatta samhällets värderingav hälso- och miljöeffekter orsakade av luftföroreningar fränflyg-, fartygs- och järnvägstrafiken. Rapporten är ett avflera underlag vid utformning av dessa trafikslags framtida kostnadsansvar. har till komraunikationsdeparteraentet läranats en rapport om ekonoraisk värdering av hälso-och miljöeffekter orsakade av vägtrafikens luftföroreningar(Ds K 1987:6). En indirekt metod användesdär för skadevärderingarna: Trots ofullständig kunskap om de exakta orsak-effektsambanden mellanluftförorenande utsläpp och skador pähälsa och railjö fattar sarahälletända beslut om ätgärder motutsläppen. Detta kan tolkas som attbeslutsfattarna anser det vara värt åtminstone dessa kostnader för att uppnåde utsläppsreduktioner som blir följden. Underlaget förbedömningarna var kostnaderna för införande avkatalytisk avgasrening pä personbilar, för begränsningav utsläppen frän tunga dieselfordon samt för reduktion av kväveoxidutsläpp frän fasta förbränningsanläggningar förenergiproduktion. Marginalkostnaderna (kr/kg kväveoxid) för dessa tx"e ätgärdspaketligger pä ungefär samma nivåvad gäller naturskador, ca /kg NOx. (I Ds K 1987:6 gavs nivån /kg NOx. Ny information hardock gjort det motiverat att justera ner niväntill /kg NOx, se bilagan "Rättelse-PMtill Ds K 1987:6".) ätgärderna genomförsger ätgärdskostnaden pä marginalen en undre gräns för vad man värderar naturskador till. Nar orden skadekostnad, miljökostnad etc används i det följande ärdet dessa indirekt härledda ekonomiska skadevärderingar som åsyftas. Syftet med rapporten äratt söka tillämpa de erhållnaskade-varderingarna (kr/kg av olika utsläpp)även pä luftföroreningar från flyg-, fartygs- och järnvägstrafiken. Vid en mera fullständigekonomisk värdering av trafikens miljöeffekter böräven medräknas bullerstörningarsamt förorening av mark och vatten. Alla skadevärderingar är angivna i 1987 ärsprisnivå. 1987/88: 50 Biläga 1.4 Avsikten med detta kapitel är att i ekonoraiska termer skatta samhällets värdering av hälso- och miljöeffekterorsakade av flygets avgasutsläpp. Utgångspunkten ärdärvid de ekonomiska värderingar av bilavgasernas hälso- och miljöeffektersom redovisas i , inklusive den justering av värderingsnivånsora beskrivs i bilagan "Rättelse-PMtill Ds K 1987:6". Se för övrigt förordet. För flygets del är det lämpligtatt dela upp utsläppen i åtminstone tvådelar, näraligen utsläpp under och överca . Den luftföroreningsdeposition sora ger skogsskador ellerandra naturskador härrör frän källor inora en större region. Om man bortser frän de,lokala effekterna helt nära utsläppskällan, komraer utsläpp som sker upp till cirka en kilometers höjd (i det säkallade blandningsskiktet) att ge samma skador som ett markutsläpp (t.ex. bilavgaser). Naturskadorna i regionalskala av flygets utsläpp pä lägre höjd () bör kunna värderas päi stort sett samma sätt som vägtrafikens utsläpp.Utsläpp pä högre höjd har längre uppehållstid i atmosfärenoch sprids mera längväga. De bör därför värderas på annat sätt. I kapitlet redovisas resultaten av nägra olika värderingarav dessa senare utsläpp. Det är att märka att detta kapitel endast tar upp en av flygtrafikensmiljöeffekter, nämligen luftföroreningarna.Vid en total ekonomisk bedömning av flygets miljöeffekter böräven bullerstörningarna tas med. Dessa bull6;rkostnader kan varabetydande. Flygtrafiken leder till utsläpp av en rad olika luftföroreningar.Utsläppen frän civilflyget överSverige kan , enligt en beräkning som gjorts av (Westerberg1987), uppgä till ca kväveoxider (räknatsom NO2), kolmonoxid och "kolväten" (dvs organiska ämnen). Utsläppenleder dels till lokal påverkan vid flygplatserna (hälsoeffekter, nedsmutsning, lokala skador pä växtlighetenra m), dels till regional och till och raed global påverkan päskogar, grödor, raark, sjöar, kustområdenetc. Utsläpp av kväveoxider och kolväten(frän trafik, energiproduktion,industrier etc.) sågs i tidigare mest som etthälsoproblem i tätorter. har raan allt raer fått upp ögonenför det hot dessa föroreningar, tillsammans raed svaveloxider m m, utgör raot skogar och annan växtlighet. Bädekväveoxider och kolväten kan ge direkta skador pä växternas gröna delar. Samtidig förekomst i atmosfären av kolväten och kväveoxiderkan under solljusets inverkan leda till uppkomst av ozon och andra sä kallade fotokemiska oxi- 1987/88: 50 Bilaga 1.4 Förekommandeoxidanthalter ligger efta i närheten aveller överskrider ibland rent toxiska nivåer för växtligheten. Ozon kan dessutom ge hälsoeffekter. Förutom dessa direkta gasskador kankväveoxidutsläppen även geupphov till långsiktiga effekter pä marken. Vid nedfall av kväveföreningar iett skogsekosystem kommer kvävet till attbörja med att tas om hand av debiologiska processerna. Kväve är normalt ett bristämne iekosystemen, varför de senaste decenniernas nedfalllängt ifrån alltid varit negativt för skogen, i varje fall sett på relativt kort sikt. De negativa effekterna harunder maskerats. På (några decennier) kan kvävenedfallet leda till att markens kväveför-räd successivt ökar,tills marken slutligen mättas pä kväve. Kvävet kan dåge gifteffekter för växtligheten. Vid kvävemättnad kan växternainte ta upp mera nitrat. Detta leder till urlakning av nitrat och kvävenedfallet ger däen direkt försurande effekt pä marken. Kvävemättnad av skogsmark är ett konstaterat och växandeproblem i . Tecken på kvävemättnad finnsi delar av sydvästra . Redan innan kvävemättnad inträffatkan kvävenedfallet leda till momentana försurningseffekter, så kallade surstötar, t.ex. i samband raed snösraältningen, dä nedfall som lagrats i snön frigörspä . Följden kan bl.a. bli fiskdöd i sjöar(framför allt genom skador pä rommen). De kväveföreningar sora släpps ut till luften har inte barastor betydelse för problemen med försurning och skogsskador, utan de påverkar ävenkustvattnen. Ungefär en tredjedel av det kväve som tillförsÖstersjön och Västerhavethärrör direkt från luften. Därtill kommer att en del av det kväve som försut i havet via vattendragen eller läckerut från marken ocksä ursprungligen utgörs av kväveföreningar frän luften. Kvävetillförseltill dessa havsområden kan orsaka övergödning med åtföljandesyrgasbrist i bottenvattnen och fiskdöd. Kvävets skadeverkningar beskrivs merautförligt i skriften , utgiven av 1986 a. Frägan hur raycket naturen "tål" av kväve-och svavelnedfall utan långsiktiga skadeeffekter tas upp iskriften (1986 b). Jag har beskrivit skadeeffekter pä marknivånav utsläpp på olika höjd. Utsläpp på mycket hög höjd kandessutora leda till påverkan pä stratosfärensozonskikt. Gränsen till stratosfären (den såkallade tropopausen) ligger över pä vintern pä7-8 km höjd, pä sommaren pä . Med de flyghöjdersom är vanliga finns det, i varje fallunder vintern, uppenbar risk att kväveoxideroch andra föroreningar hamnar i stratosfären. De kan sedan stanna kvar där mycket längeoch (tillsammans raed freoner m.m) bidra till en nedbrytning av ozonskiktetraed en förhöjning av skadlig UV-strälning på jordytan sora följd. Tabell 1.1 anger emissionerna av kolväten (HC), kolmonoxid (CO) och kväveoxider (NOx) överSverige från civil flygtrafik uppdelat på inrikes- och utrikes-flyg (1987). Medinrikesflyg menas flygningar mellan svenska flygplatser, med utrikesflygflygningar mellan svensk flygplats och utlandet. överflygningar överSverige finns inte med i tabellerna, liksom inte heller militärt flyg. Överflygningaroch militärt flyg kommer inte att tas upp idenna rapport. Emissions-siffrorna ärbaserade pä linjetrafik och charter medsvenska flygbolag, vilka antas ståför av all civilflygtrafik i . Emissionsdata ärinhämtade av luftfartsverket frän rao-tortillverkarna. Data för emissioner vid start och landning("LTO-cykeln") är frän körningar på provbänkenligt en viss testprocedur (enligt ). Det är nägot oklart i vilken mån testproceduren ger eraissionssiffror som helt överenstämmermed de i verklig trafik. (Utsläppen kant.ex. förändras något när motorn åldras.) Den valda flyghöjden inverkar påhur stora emissionerna blir under en flygning. Emissionerna vid flygning på hög höjd grundas delvis på teoretiska beräkningar baserade pä utsläppen imarknivå. Emissioner överSverige frän civil flygtrafik 1987 uppdelat på inrikes- och utrikesflygningar (ton/är). Prop.1987/88:50 Bilaga 1.4 De tre flygplanstyper sora i tabell 1.1 står för de största NOx-utsläppenär: F28-1000 (Linjeflyg/inrikes): Nuvarande LIN-flygplanDC9-41 (SAS/inrikes): MD80 (SAS/inrikes): Nya (används redan) Dessa tre flygplanstyper koramer i det följande att användassora exempel vid beräkning av miljökostnaderna. Dessutom komraer jag att ta med ettexempel på ett mindre plan, Metro-2. Dettaplan, som kör i regionaltrafik, tar 19passagerare och är försett med en turbopropmotor, vilket är en jetmotor som driver en propeller. Sädana motorer förekommer på de flesta regionalflygplan. Utsläpp över cirka 1 kilometers höjdsprids på annat sätt än under 1km. Höjden upp till cirka 1 >;m överensstämraerungefär med den sä kallade LTO-cykeln (LTO = Landing and Take Off).LTO-cykeln orafattar flygplanets rörelserfrän det att det närmar sig flygplatsen från en nivä,som är 3 000 fot () över flygplatsen, landar, byter last och gär upp till 3 000 fot igen. Frän 3 000 fot upp till marschnivä fortsätterplanet att stiga beroende på flygplanstyp och flygsträcka.Vald flyghöjd kan variera med flygsträckan. Förtrafikflyget gäller att man som regel utnyttjarflyghöjder mellan 8 500 och 12 500 meter.För de längsta sträckornainom är 9 000-10 000 meter vanligast. För korta flygsträckorhinner man inte komma sä högt upp. En vanlig flyghöjd för regionalflyget (t ex Metro) kan vara . Lägsta tillåtna flyghöjdöver tätorter är . I tabell 1.2 visas utsläppenfrån de flygplanstyper jag valt ut.Tabellen ger utsläppen vid några alternativa flygsträckor. Den mellersta flygsträckan förresp. plan är mest typisk. (Källa: särat muntlig uppgift frän honom.) Prop.1987/88: 50 Bilaga 1.4 1987/88:50 Bilaga 1.4 Emissioner och bränsleförbrukningarper flyg ning, dels hela flygningen, dels under . L stårför flyg-strackans längd). 4, 1 16 Emissionernai tabell 1.2 har beräknats under antagande om en vissgiven flyghöjd. Emissionerna E per flygning ökar linjärtmed flygsträckan L enligt sambandet: E = Elto + E' -h e-L (1) E = emissionen under en flygning (kg) start och landning) (kg) E' = emissionen pågrund av flygplanets klättring frän till flyghöjden (kg) e = emissionen per km (kg/km) L = flygsträckan (km) (Sambandet gällerinte för mycket korta flygsträckor.) Termen E' antas här,liksom ELrpQ vara en för varjeflygplanstyp. Utsläppet E' orsakas av att planetstiger till den valda flyghöjden. E' blir störreju högre flyghöjden är. Även e kommer att variera med flyghöjden. Härantas dock att flyghöjden är given för varje flygplanstyp och atttermerna E' och e (liksom Elq) därför också blir konstanta. Med emissioner enligt tabell 1.2 erhälles följandevärden pä ELrpQ, E' och e för NOx- och HC-eraission-erna frände olika flygplanstyperna, tabell L.3. 1987/88:50 Bilaga 1.4 Emissioner av NOx och HC under olika faser av flygningarna. 1.4 Kolväteutsläpp genom avdunstning pä flygplatser Vid hantering och lagring av flygmotorbränslen päflygplatser sker vissa utsläpp av kolväten. Dessa utsläpphar skattats av IVL (, Lövblad 1985). De flygplanstyper som behandlas idenna rapport gär pä flygfotogen. Vid hantering och lagring av flygfotogen sker utsläpp av storleken 25 - /år. Detta kan jämföras med HC-utsläppeni avgaser frän civilt flyg , soraär cirka L /är (1987). Avdunstningen ger därraed ett tillskott pä endast ett par procent. Jag har valt att försurama detta tillskott vid den ekonomiska värderingen. Avdunstningen av det bränslesora används av kolvmotorflygplan,flygbensin, rör sig om ca 60 - /är. IVL har gjort en översiktöver kunskaperna om luftkvalitetenkring flygplatser (Lövblad & 1986). De redogörför gjorda mätningar och beräkningarav luftkvaliteten. När det gäller hälsopåverkan och lokal påverkan pä naturen kring flygplatser är kolväte-och kväveoxidutsläppen av störstintresse. Internationella undersökningar(bäde mätdata och beräkningar) visar pä tydligt förhöjda halter av kolväten 1987/88:50 Bilaga 1.4 Kolvätenkan ge hälsopåverkan dels direkt, dels genom att medverka till bildning av fotokemiskaoxidanter. Svenska flygplatser ligger oftast utanför tätorter. Denlokala hälsopåverkan som kan uppstå koramer då huvudsakligen att gälla resenärer och flygpersonal. Det finnsdock några platser i , exerapelvisKarlstad, med bostadsområden nära flygplatsen. Vid rain ekonoraiska värderingav utsläppen från vägtrafikenerhöll jag en minimiskattning pä i runda tal per kg NOx-ekvivalent för naturskador. Ny information har lett till ennedjustering av denna skattning till /kg NOx-ekv, se bilagan "Rättelse-PM till Ds K 1987:6". Dessutom erhöll jag en skattning på storleksordningen 15 - per kg NOx-ekvivalent för hälsoskadorvid utsläpp i en genomsnittligt stor tätort påca 100 ,000 invänare. Det verkar rimligt att antaatt hälsoeffekterna av ett utsläpp pä en svenskflygplats bör värderas till en bra bit lägreän ora sarama utsläpp skett i en medelstor tätort. Det ärbetydligt färre personer som utsätts förflygavgasutsläppet. Det innebär att hälsoeffekternaav flygavgaserna totalt sett bör värderas till betydligt lägre belopp ännaturskadorna. (En reservation måstedock göras att skattningen 15 - perkg NOx-ekvivalent för hälsoeffekter är en undre nivå. Den verkliga värderingenskulle kunna ,vara betydligt högre.) Jag har i fortsättningenav rapporten valt att bortse frän de lokalahälsoeffekterna. (Denna fråga tas uppmera utförligt i Ds K 1987:6, sid 24-25,105-108). Avgaserna fränflygplan består av en mängd olika komponenter. Ur naturskadesynpunkt är utsläppenav kväveoxider (NOx) och kolväten (HC) av störstintresse. För att kunna järaföraavgasblandningar av olika sanmansättningvore det bra om man kunde aggregera de olika komponenternas utsläppsraängder enda siffra. Jag har som referensämnevalt en av de miljömässigt viktigaste avgaskomponenterna, NOx. Kolväteutsläppenmultipliceras med en så kallad toxicitetsfaktor för att omvandla utsläppsmängden till en ur hälso- (resp natur-) skadesynpunkt ekvivalent mängd NOx (dvs NOx-ekvivalenter). En toxicitetsfaktor påt ex 0,5 för naturskador av kolväten innebärdå att marginalkostnaden för HC (kr/kg) blir 0,5 X marginalkostnaden för NOx (kr/kg) vad gällernaturskador. 1987/88:50 Bilaga 1.4 Det är osäkert exakt hur skadliga HC-utsläppenär i förhällande till NOx-utsläppen. Jag har valt att ange ett osäkerhetsintervall pä 0,3 - 1 för kolvätenas toxicitetsfaktorer (och övriga tätortseffekter)och likaså 0,3-1 för de natur-skadande effekterna. (Det är möjligt attkolväteutsläpp på lägre höjd bör ges störrevikt än de pä högre höjd.) Med kolvätenmenas här de organiska ämnena i avgaserna (med undantag för tyngre ämnentyp PAH). För kolmonoxid (CO) använder jag toxicitetsfaktorn 0,01 vad gäller hälsoeffekteroch O för skogsskador och andranaturskador. (Pä senare tid har man uppmärksammat att CO i viss män kan medverka vid bildning av fotokemiskaoxidanter, såsora ozon. Vilken betydelse dettahar vid värderingen av avgaser bör studeras närmare.) I tabell 1.4 har jag beräknat antalet kg NOx-ekvivalenter per flygning för de olika planen och de typiska flygsträckorna. Därvidhar jag enbart räknat på de regionalt spridda, natur-skadande luftföroreningarna och antagit att man i jämförelse meddera kan bortse frän hälsoeffekter vid självaflygplatsen. Det förutsätter att flygplatsen ligger päavstånd frän tätort. Kolvätena (HC) har viktats raed 0,3 resp1. Varje flygning har delats upp i tvä delar, dels flygning under 915 raeter (LTO), delsflygning pä högre höjder. Utsläppenunder nägra typiska flygningar uttryckt i antal kg NOx-ekvivalenter under och . 8,8-16,5 23,3-34,5 9,2-10,7 36,5-38,5 14,7-15,4 0,55-1,12 1,6-1,7 *1Intervallenhär beror pä olika viktning av kolvätena. Utsläpp under komraer, när de följermed vinden och späds ut, att efter hand blandaslikformigt i luften upp till ,som en viss del successivt deponeras genom vät- och torrdeposition. 1987/88:50 Bilaga 1.4 den kan föroreningarnaunder stanna kvar pä lägre nivåer. )Denna marknära del av atmosfären kallas blandningsskiktet. Det är lägre och högrepä sommaren. Ovanför ligger ett mera stabilt skikt som fördröjerytterligare spridning i höjdled. Pä sker den vertikala spridningen mycketeffektivt och ger en likformig omblandning upp till efter det utsläppet skett. Pänatten är omblandningen raera ineffektiv(1986). Ett utsläpp pä lägre höjd än cirka 1 kmkommer att ge i stort sett samma regionala skador oberoende av utsläpps-höjd. Skadornaav dessa utsläpp bör därför kunna ges samma ekonomiska värderingräknat per kg NOx-ékvivalenter. (Jag bortser dä frän de heltlokala effekterna.) Utsläpp över koramer att få en längre uppehållstid i atmosfärenoch hinner transporteras längre väg innan de deponeras och ger naturskador. Uppehållstiden i atmosfären för kväve som släpptsut i form av kväveoxider beror pä utsläppshöjden, se tabell 1.5. Utsläppsnivå Uppehållstid innan kvävet deponeras Källa: , meteorologiskainst., , muntlig uppgift. Ett kväveoxidutsläpp pä ett kommer att leda till kvävedeposition efter några . Ett kväveoxidutsläpp på t ex komraer att följa med de västligajetvindar sora förekommer på denna höjdoch hinner spridas inom ett brett bälteöver norra halvklotet innan detdeponeras. med spridningen sker atmosfärskemiska reaktioner. Utsläpp av flygavgaser bidrar till att bakgrundshalternaav ozon ökar i hela troposfären. NOx och dess olika omvandlingsprodukter("kväve") kommer att förr eller senare deponeras till land- eller havsområden. En del av nedfallet kommer att ske över redan kraftigt luftföroreningsutsatta områden, en del öve»- raindre. Man får ett allmänt bidrag till det storskaliga kvävenedfallet. Frågan blir hur stor andel avdepositionen som kommer att ske över känsliga mark- eller kustområden och ge påtagligarisker för miljöskador (påkortare eller längre 1987/88:50 Bilaga 1.4 Det är ettorafattande och svårt problera att bestämma spridning och kemiska omvandlingar (och därmed miljöeffekter)av utsläpp pä högre höjder. I avvaktan påatt dessa frågor utreds närmare,.kan man använda sig av en "reduceringsfaktor" b för värdering avutsläpp över . Naturskadekostnaden förett utsläpp blir dåb-Cg, där Cg = naturskadekostnaden (kr/kg NOx-ekv) för ett maritutsläpp. 1.9 Miljökostnader för flygets avgasutsläpp Miljökostnaden (avgaser) för en flygning beräknarjag sålunda: C = Cg -(E. -t b-E+) (2) där Cg = skadevärderingen förnaturskador (kr/kg NOx-ekv) b = "reduceringsfaktor" för värdering avutsläpp pä högre höjd () E_ = emissionen (kg NOx-ekv) E+ = emissionen över915 meter (kg NOx-ekv) I följande exerapel räknar jag påtre fall: b = O, b = 0,5 samt b = 1. SkadevärderingenCg sattes i min bilavgas-rapport (Ds K 1987:6) lika med /kg NOx-ekv.Enligt bilagan "Rättelse-PM till Ds K 1987:6"har ny information dock gjort det motiverat att justera värderingen till /kg NOx-ekv. I bilavgasrapporten nämnd,ejag att den ekonomiska värde ringen bör bli olika för utsläppi olika delar av lan det, högre längst i söder, lägre i norradelen av lan det. Man får följande intervall för miljökostnaden per flygning. (Intervallen beror pä osäkerhet omhur HC skall viktas). Miljökostnadenper flygning vid typiska flygsträckor (miniraisiffror). Flygplan kr/flygning b = O b = 0,5 b = 1 F28-1000 132 - 248 307 - 507 482 - 766 DC9-41 138 - 161 412 - 451 686 - 740 MD80 220 - 231 678 - 703 1136 - 1176 Metro 8-17 20-30 32 - 43 1987/88: 50 Bilaga 1.4 Siffrorna skall tolkas som en ungefärlig undre gränsför vad samhället värderarskadorna till. Miljökostnaden per kilometer och perliter bränsle fäs genom att dividera med flygsträckan resp. bränsleförbrukningen. Miljökostnadenper fordonskilometer vid typiska flygsträckor(minimisiffror). Flygplan Flyg- kr/km str. b = O b = 0,5 b = 1 F28-100O 33Ö 0,4 - 0,8 0,9 - 1,5 1,5 - 2,3 DC9-41 502 0,3 - 0,3 0,8 - 0,9 1,4 - 1,5 MD80 502 0,4-0,5 1,4-1,4 2,3-2,3 Metro 273 0,03-0,06 0,07- 0,11 0,12- 0,16 Miljökostnadenper liter bränsle under en flygning[minimisiffror). FlygplanLiter/kronor per liter bränsle b=0 b=0,5 b=l miljökostnadernaslås ut pä det genomsnittliga passagerarantalet (med dagenspassagerarbeläggningar) fås (rainst) följandemiljökostnad per passagerare ochflygning (avrundade värden) . Tabell 1-9 Miljökostnadenper passagerare Tminiraisiffror) . FlygplanAntalpassa-kr/passagerare vid raedel-gerare beläggning (raedelvärde)* b=0 b=0,5 b=l Man kan slutligen räknaut miljökostnaden per passagerarkilometer (meddagens passagerarbeläggningar). 13 1987/88. Prop.1987/88:50 Bilaga 1.4 Miljökostnadenper passagerarkm (minimisif fror) . öre/passagerarkm-b= 0,5 b 0,7 0,3 0,4 0,3 1,4 0,4 0,5 0,6 1,7 - 2,80,9 - 1,0 1,4 - 1,4 0,7 - 1,1 Miljökostnaderna i tabellerna 1.6-1.10 är genomgäendehögre för planet än för DC9:an. I flygkretsar anses MD80 dock vara bättre ur miljösynpunktän bäde F28 och DC9 (, muntlig uppgift). DC9 är nämligen merabullrande än MD80. F28 har lett till en del olägenheter med lukt och sotnedfall. De lokalaeffekterna vid flygplatsen har jag bortsett frän i denna rapport. Bullerstörningarnaär inte medtagna i rapporten. Det är mycket möjligtatt om man sätter ett pris även pä bullret,skulle MD80 visa sig ge lägre totala miljökostnader änDC9. 1.10 Skadekostnadens beroende av flygsträckan Med utsläppsdataenligt tabell 1.3 och här givna ekonomiska 'ärderingar av utsläppensskador erhälles följande allmännauttryck för värdering av utsläppens naturskador (tabell 1.11).