prop · GB0350 · 1987-12-31 00:00:00 — Skadekostnad per flygtur som funktion av reduceringsfaktorn b ochflygsträckan L. 0äller inte vid mycket korta flygsträckor, dvs småL. Flygplan Värdering(kr/kg) av Formel för skadekostnaden kr/flygning 221-(-b 226-i-b 231-l-b (228-1-0,39-L) (285-1-0, 46-L) (342-tO,53-L) >(273+0,56.L) (279-tO,58-L) (285-tO,60-L) (457-1-0,92-L) (460-1-0,94-L) (464+0,96-L) 1987/88:50 Bilaga 1.4 Med dessa formler kan värderingenav utsläppens naturskador (undre gräns) beräknasvid godtycklig, inte alltför kort flygsträcka. Om man t ex väljer att värdera HC-utsläppen till /kg och väljer b = 0,5 kommer skadekostnaden för en flygtur med MD80 att bli 226 -t- 0,5-460 = 456kr per start plus 0,5-0,94 = /km. Fören flygsträcka pä t ex 500 erhålles dä skadekostnaden . Vid mycket korta flygstiräckor kommer planet att stiga till lägrehöjd. Det innebär lägre utsläpp under stigningen, vilket leder till att den andratermen i tabellens uttryck blir mindre. (Däremotkan b bli högre vid lägre.flyghöjd.) Frågan om hur flygets avgaser sprids,särskilt utsläppen pä högre höjd, skallunder utredas av pä uppdrag av Naturvärdsverketoch . När den utredningen redovisas någon gäng , kommer det att finnas bättre underlag att värdera skadorna av utsläpp pä höjder över (dvs att skatta storleken pä faktorn b). Jag arbetar vidare med frågan hur emissionerna skall värderas. 1987/88: 50 Bilaga 1.4 Avsikten raed detta kapitel är att i ekonoraiska termer skatta sarahällets värdering av hälso- och miljöeffekterorsakade av fartygstrafikens rökgasut«;läpp. Utgängspunkten ärdärvid de ekonomiska värderingar av bilavgasernas hälso- och miljöeffektersom redovisas i , inklusive den justering av värderingsnivänsom beskrivs i bilaga "Rättelse-PMtill Ds K 1987:6". Se för övrigt förordet. Tyngdpunkten i kapitlet är en ekonomisk värdering av naturskador orsakade avregionalt spridda luftföroreningar frän fartygen. Därtillhar ett försök gjorts att ekonomiskt värderahälsoskador m fl effekter i tätorter i saraband raed fartygens hamnbesök. De senare skattningarna är mycket osäkraoch syftar mest till att ge troliga storleksordningar. Fartygstrafiken leder till emissioner av en rad olikaluftföroreningar. De viktigaste är kväveoxider,svaveldioxid, organiska föreningar (här kallade "kolväten"), kolmonoxid och stoft. Rökgasemissionernaleder dels till lokal påverkan i samband raed haranbesök (hälsoeffekter,nedsrautsning, korrosion, lokala skador påväxtligheten m m), dels tillstorskalig påverkan på skogar, grödor,mark, sjöar, kustvatten, klimat etc. Jag har i min bilavgasrapport (Ds K 1°87:6) gett en översiktöver olika hälso- och miljöskadorav dessa luftföroreningar. Luftförorenande emissioner frän bilar och andra mindre fordon brukar kallas avgaser.Emissioner genom skorsten frän fasta förbränningsanläggningar brukar äandra sidan kallas rökgaser. Större fartyg intar här en mellanställning. Emissionerna sker oftagenom skorsten, saratidigt som det ärfråga om stora anläggningar påfartygen. Jag har här valt att kalla emissioner frän större fartyg för rökgaser. (När det gällerraindre fartyg, fritidsbåtar m m är nog avgaser ändå det bästabegreppet.) När man talar om utsläpp i fartygssammanhang har det vanligenhandlat om oljeutsläpp i vattnet. För att undvika sammanblandning med dessa utsläpp har jag valt att för fartygens luftföroreningar konsekvent använda ordet emissioner. 2.4 Hur har utvecklingen varit av fartygens luftförorenande emissioner? Bäde pä motor- och bränslesidan har utvecklingen desenaste åren för sjöfartens vidkommande huvudsakligenvarit negativ ur luftmiljösynpunkt (1987, bilaga 1). Denna utveckling hardrivits fram av ekonomiska skäl. Här kan följandetendenser nämnas: - Raffinaderiteknikensutveckling mot mera krackade produkter har förstärkt fartygsbunkeroljornas karaktär av restprodukt. (Med bunkeroljor menas alla slagav olja som används vid fartygsdrift med undantagav smörjoljor och liknande). Nationellabestämmelser avseende bruket av lägsvavliga oljor föruppvärmning och kraftproduktion pä landsidan har dessutom bidragit till att sänka kvaliteten päfartygsbrärisle. Man har ej i någon högre graduppmärksammat rökgas/avgasemissionerna frän fartygen. De fränmiljösynpunkt sämre bränslekvaliteternä har säatt säga fått gä till sjöss. - Användning av allt tyngre och mer trögflytande oljor,' liksom härdkrackade oljor med hög aromathalt leder till högreemissionsnivåer av kväveoxider. De tyngre fraktionerna ger ofta rökgaser med högreaskhalter. Bunkeroljorna innehäller oftastor mängd svavel. Medelsvavelhalten i debunkeroljor som saluförs i är ca 2,5 viktsprocent. Halter upp till 4viktsprocent kan förekomma. Detta skall jämföras med atthögsta tillåtna svavelhalt i olja som förbränns vidfasta anläggningar i är 1 viktsprocent. - Inblandning förekommer av spilloljor och andra miljöfarliga produkter i bunkeroljan. I vissa fall harman kunnat konstatera förekomst av PCB ra fl ytterst miljöfarliga äraneni dessa oljor. Tillsatser till oljan kan vara kraftigt mutagena, eller de kanbidra till bildningen av sädana ämnen vid förbränningen. - Den tekniskautvecklingen har inneburit att fartygsmaskiner vanligen förses med överladdningsaggregat, s k turboladdare, vilka medför ökad bildning av kväveoxider. Dessutom blir den mer railjövänliga ängturbintekniken allt mer ovanlig. (Dessa maskinerger låga kväveoxidemissioner.) Utvecklingen behöver dock inte vara lika negativ. Samhället börjair nu uppmärksamma fartygens luftföroreningar. Tillverkare av fartygsmaskiner utvecklarreningsteknik för att begränsa t ex NOx-remissioner-na. I jämförelse meddieselmotorer pä lastbilar finns det på fartyg betydligt större plats för omfattande reningsutrustning(dock inte lika stor som vid fasta förbränningsanläggningar). En väsentlig reduktion av emissionernakan erhållas om bunkeroljornas kvalitet förbättras (lättare oljor med' lägre svavelhalter). Tendensen att nyttja de ur miljö- Prop.1987/88: 50 Bilaga 1.4 synpunkt sämre bränslekvaliteterna till sjöss bör brytas. Fasta förbränningsanläggningarhar betydligt bättre utrymme smä s siga, installationstekniska och totalekonomiska möjligheter att rena rökgaserna även vid förbränning av lägkvalitativa oljor. NOx-emissionen frän en änganläggning reduceras per ton förbränd oljagenom att förbränningen sker vid avsevärt lägre tryck äni en dieselmotor (NOx/ton jämfört med /ton). Därtill finns en välbeprövad teknik för rökgasreningatt tillgå för fasta anläggningar (exempelvis virvelbäddsteknik med injicering av kalk, stoftavskiljning,tvätt och neutralisering av rökgaserna). Bruk av lättare brännoljor förfartygens dieselmaskine-rier kan reducera kväveoxidernai rökgaserna avsevärt. Till detta kommer minskad risk för inblandning av spilloljor och andra främmande brännbaraprodukter härrörande från landverksamhet, exempelvis PCBoch liknande ämnen, något som tyvärrförekommer. Användning av lättareoljor innebär även avsevärda arbetsmiljöfördelar för den ombordanställdapersonalen (ur teknisk och ergonomisk synvinkel ) . Således finns många skälför en kvalitetsförbättring avfartygens bunkeroljor till erhållande av entotalekolo-gisk och totalekonomisk optimering. Det räcker dock inte med att tekniska möjligheter finns. Emissionsbegränsningar innebäri allmänhet en kännbar kostnad och genomförs då endast omsamhället ställer krav, t ex pähögsta tillåtna NOx-emissioner eller pä svavelhalt i oljan. Ett alternativ är att användaekonomiska styrmedel,, t ex miljöavgifter.Strävan att begränsa emissionerna försväras dock i hög grad av sjöfartensinternationella prägel. Ett fartyg som gär in i svenska farvatten har ofta bunkrat sin brännolja utomlands, i vissa fall pä annan kontinent. (Vissa fartyg, t ex passagerarfärjor, har dock bestämda och kortare rutter, vilket begränsarvalet av bunkerplats.) För att uppnå emissionsbegränsningarkrävs i hög grad internationellt samarbete. 2.5 Nägra typfartygs bränsleförbrukning Utgångspunkt för emissionsberäkningarnai detta kapitel har varit fartygens bränsleförbrukning. ' man känner ettfartygs bränsleförbrukning och maskintyp samt bränsletskvalitet, kan rökgasemissionerna vid konstanthastighet skattas. Man antar därvid attvarje kg olja-som förbränns ger upphov till ungefärsamma mängd NOx ra m. Storleken pä dessa emissionsfaktorer: (gram förorening per kg bränsle) anges i nästa avsnitt, 2.6.- Huvudmaskineriets genomsnittliga bränsleförbrukningkan grovt beräknas från maskinstyrka-och maskintyp: Prop.1987/88: 50 Bilaga 1.4 1987/88:50 Bilaga 1.4 bränsleförbrukning = (antal kWh vid effektuttag) x (specifika bränsleförbrukningenför denna maskintyp) Tabell 2.1 ger underlag för att beräkna bränsleförbrukningenför olika maskintyper. Specifika bränsleförbrukningen (kg per kWh) för olika maskintyper. Långsamlöpande (large bore) Medelvarv Värdena i den första kolumnen ärgivna av (1987 a), de i denandra av Melhus (1986). uppgifter gäller förmoderna fartygsmaskinerier och är hämtade frånartiklar i . Enanledning till att Melhus' värden är högre skullekunna vara att de representerar ett genomsnitt av maskiner nu i drift, alltsä inkluderande äldreoch mindre bränslesnåla maskiner. I detta avsnitt redovisas skattning (1987 a) av nägra typfartygs bränsleförbrukningar. Fartygen är valda urSvensk Illustrerad Skeppslista 1986, varur uppgifterna, om bruttotonnage ochmaskinstyrka härrör. För att markera att beräkningarna ärprincipiella har de individuella fartygens namn inte skrivits ut. I tabell 2.2 ges de valda typfartygen raed antaletbruttoregisterton, maskinstyrka (kW) och total bränsleförbrukning (huvudmaskineri -i-dieselgeneratorér) vid marschfart till sjöss och 24 timmars drift. För fartygen nr 1-6 har till huvudmaskinens bränsleförbrukninglagts för att ta hänsyn till die«:elgeneratorerna.För de tvä sista fartygen har dock inget tillägg gjorts förelproduktionen, dä huvudmaskineriet där stär för all energi, ävenelenergin. Belastningen på framdrivnings-maskineriet harapproximerats till . 1987/88:50 Bilaga 1.4 typfartyg, storlek (bruttoregistertonoch maskinstyrka) samt bränsleförbrukning vid marschfart till sjöss,24 timmars drift. Fartyg '' Maskin-Storlek Maskin- Bränsle- typ*) styrka förbruk ning brt** ) kW ton/dygn Passagerarfärjan m 16 500 25 600 85,2 Skogsproduktfartyget m 9 400 5 900 19,6 Containerfartyget m 31 400 13 230 44,0 Kusttankfartyget ra 6 000 2 940 9,8 Ro/Ro-fartyget m 4 500 5 000 16,6 Bulk OBOfartyget 1 90 700 15 800 52,6 ULCCturbintankfartyget t 179 000 29 400 148,3 Trålaren s 2_30 1 550 5,16 *) 1 = längsamlöpande, m = medelvarv, s = snabblöpande, t = turbiner ) Bruttoregisterton (brt) är ett volymmättoch anger fartygets lastkapacitet; (1 brt = 100 kubikfot). För fartyg som går del av dygn kan det vara intressant att räkna om bränsleförbrukningen till ton/tirama genom att dividera högra kolumnen med 24. Bränsleförebrukningen i tabellen baseras påSjöfartsverkets uppgifter i tabell2.1. Med Melhus' data skulle värdena bli högre. Bränsleförbrukningen per km kan beräknasom fartygets medelhastighet är känd. I tabell 2.3 ges en skattning av dessahastigheter (1987 b). Det antas attfartygen gär av fullmaskineffekt. Både turbintankfartygets och trålarens hastigheter i tabellen är osäkra. De valda fartygens medelhastigheter till sjöss samt deras bränsleförbrukning (ton/dygn och kg/km). Bränsle- Medel- Bränsle-förbrukn. ton/dygn -knop km/tim kg/km ULCCturbintankfartyget 148,3 12,5 23 269 Trålaren 5,16 11,0 20,4 10,5 Med de högre värdena i tabell 2.1 skulle bränsleförbrukningenbli högre. I realiteten sker en avancerad ekonomisk optimering avmaskinbelastning och hastighet. bundet kapital, avskrivningstid, besättningskostnad, hamnavgifter, bunkerpris, trade(fraktrutt), fraktprisindex, dollarkurs, kontrakterad fart om så överenskommits,beväxningsgraden för fartygets undervattenskropp, maskinstatus, i vissafall sjövattentemperatur, väder och vind, isförhållanden, förväntade ankomsttider samt mänskliga faktorer (tider att passa i land osv). Tilldetta kommer uppgifter om det optimala driftstillståndet förmaskineriet, skrovets utformning ra m. En samraanväg-ning av alla dessa faktorer ger en ekonoraisktoptimal hastighet. Denna varierar fråndag till dag med de ingående parametrarna. Från rederiets och fartygets sidaeftersträvar man att ligga nära denna optimala hastighet. Med hjälp av avancerad datorbehandling av driftsdata gesständiga hastighetsdirektiv. Denerforderliga maskineffekten ökar grovtsett méd kvadraten på hastigheten, vilket betyder att exempelvis enhalvering av hastigheten medför en reduktionav bränsleförbrukningen till ungefär en fjärdedel räknatper tidsenhet eller till ungefär hälften räknatper kilometer. Emissionerna av rökgaserreduceras i motsvarande grad. En skattning av det faktiska effektuttaget och av medelhastighetenär uppenbarligen mycket svår att göra.Bränsleförbrukningen och emissionerna beror pä den uttagna effekten frånmaskineriet. Den har här satts till av fulleffekt, men kan variera mellan av full effekt. Bränsleförbrukningenoch emissionerna och per km koramer dä också att variera. Variationen i bränsleförbrukningblir betydligt lägre räknat per km () änräknat (). (Däreraot antar jag att emissionen per kg bränsle inte påverkasav nivän på effektuttaget .) 2.6 Emissionsfaktorer till sjöss Frän alla förbränningsmotorersker emissioner till luft av bl a svaveloxider, kväveoxider, kolmonoxid, organiska föreningar - härkallade kolväten - och partiklar. S02-emissionerna bestärashelt av maskineriets bränsleförbrukning och bränsletssvavelinnehåll. Ett bränsle med S viktsprocent svavel innehäller svavel per kg bränsle. Vid förbränningen bildas svaveldioxid, SO2- Genom att SO2 harexakt dubbla molekylvikten mot svavel erhällesen emission pä 20-S gram SO2 per kg bränsle. För övriga rökgaskömponenter varierar emissionerna med faktorer som luftöverskott, aktuellt tryck och temperatur ra ra, dvs pä maskinkonstruktion och driftsförhållanden. Även för dessaemissioner är bränslets egenskaper och sammansättningav betydelse. Prop.1987/88:50 Bilaga 1.4 Emissionernas storlek beror huvudsakligen pä: Maskinstorlek Förbränningsrummets storlek och -konstruk- Bränsle/luft-blandningars tion: homogenitet Tidpunkt för bränsleinsprutning Tryck, temperatur, luftöverskott m m. Bränslet: Tjockolja DieselBensin Belastningen (t ex full fart, hamntrafik, elgenere-ring) Ängturbineranvänds endast i större fartyg. Dessa maskiner ger låga NOx-emissioner. Maskintypen är pä tillbakagäng . Ottomotorer (drivs med bensin) används huvudsakligen i småbåtar, främst fritidsbåtar.Utombordsmotorerna är sora regel 2-taktsmotorer (ger låga NOx-emissioner). De bensindrivnainombordsmotorerna med undantag av Wankelmoto-rer är 4-taktsmotorer (högre NOx-emissioner.) Dieseldrivna inombordsmotorer har ungefär sarama erais-sionsfaktörer som dieselmotorer pä mindre fartyg. Förkammardieslarger upphov till lägre NOx-emissioner.Semidieselmotorer, som vanligen är2-taktsmotorer, s k "räolje-motorer",leder till ännu lägre NOx-emissioner. Dieselmotorer päraindre fartyg körs på dieselolja, medan raan förstörre fartyg vanligen använder tjockolja. För bilraotorer har eraissionsmätningar gjorts i relativt stor omfattning underolika körsätt och olika yttre betingelser. Eftersom fartygens luftföroreningar tidigare varit mindre uppmärksammade och man inte ställts införnågra egentliga miljökrav,,har fåraätningar utförts päfartygsmaskiner (1987'a sid 1-2, Lövblad m fl 1985, 1980 sid 90). För diesel- och tjockoljedrivnafartyg har man .tidigare räknat med en emissionsfaktor om NOx per kg förbränt bränsle (1980 sid88, Rosland 1987 sid 3.20 samt Selboe 1987 sid 33). Det framgår inte klart under vilka driftsbetingelser eller för vilka-maskinstorlekar som denna emissionsfaktor gäller. En relativt färsk rapport frän MARINTEK i (Melhus1986) tyder emellertid pä att emissionsfaktorn kan varabetydligt högre vid marschfart till sjöss,. kanske den -dubbla. Värdena är,osäkra. För.att fä klarhet har StatensForurensningstilsyn (SFT) i , startat ett projekt för att bland annat mäta ,och beräkna NOx-emissionerna frän olika fartygs/maskintyper och Prop.1987/88: 50 Bilaga 1.4 1987/88:50 Bilaga 1.4 olika belastningsmönster.Resultat väntas till vären 1988. Man göremellertid bedömningen att värdet kan ligga runt NOx per kg bränsle vid marschfart till sjöss (, SFT, muntlig information oktober1987). Vid reducerad fart i hamn fäs andra NOx-eraissionsfakto-rer, se avsnitt 2.7. För att generera elektrisk kraft för fartygs belysning, fläktar, pumpar etc brukas dieselgeneratorér. I hamn ärdet vanligen dessa motorer sora dominerar emissionsbilden. Till sjöss kan driften av generatorerna ge ett ca10-procentigt bidrag till de totala fartygsrelaterade SO2- och NOx-emissionerna(1987 a, bilaga 2). I tabell 2.4 sammanfattas emissionsfaktorerna för olika fartyg vid gäng till sjöss (marschfart). Emissionsfaktorer (gram av olika avgaskomponenterper kg bränsle) för olika fartyg vid marschfart. ~~~ Emissionsfaktorer gram/kg bränsle Sot (Källa: sid 3.20 och 3.22samt sid 88.) Fbr alla fartyg utom trålaren har jag utgåttfrån en svavelhalt i bränslet på2,5 viktsprocent. Detta är en antagen genomsnittlig halt. För andra svavelhalter kan emissionsfaktorn för SO2 (gram per kg bränsle) beräknas sora 20 gänger svavelhalten i viktsprocent. Det kan slutligen vara intressant att-se pä eraissions-faktorerna för ifritidsbätar.Rosland (1987 sid 3.22) har gett sådanadata huvudsakligen baserade pä en sammanställning gjord 1987 av EPA (det amerikanska naturvärdsverket), tabell 2.5. Emissionsfaktorer för fritidsbåtar.,-. .Emissionsfaktorer Motortyp gram/kg bränsle S02*) . 2 0 - S -20-S - utombords .- . S =svavelinnehåll i oljan (viktsprocent) 1987/88:50 Bilaga 1.4 2.7 Emissionsfaktorer vid emissioner i hamn För luftförorenande emissioner vid kaj kan man räkna med att alla fartyg utom de minsta (bogserbåtar och därmedjämnstora eller mindre) har elgeneratoreri drift. Bränslet för 75 a av generatorerna är dieselolja. Resterande 20 å ärmodifierade för tjockoljedrift, nägot som blir allt vanligare. Om bränsleförbrukningen för elgenerering antas vara ca 0,/kWh axeleffekt och emissionsfaktorerna (gram/kg bränsle) antas vara lika stora som vid gäng tili sjösserhålles följande emissioner i gram per kWh: Generatordriftens emissioner vid kaj (g/kWh) 9-13 3,6-S 0,9 1,3 0,7 S02-siffran gäller vid svavelhalten S viktsprocent. Svavelhalterna S varierar och kan vara upp till max ca 1,5viktsprocent för dieselolja och upp till max ca 4viktsprocent för tjockolja. Lövblad och (1985) anger följande emissioner vid drift av dieselgeneratorér vid kaj, baserat på uppgifter från Handbook of emission factors(1980, sid 88). (Värdena,sora skall stå för genora-snittsemissioner, har avrundats). Generatordriftens emissioner vid kaj Tg/kwh). 14 2,0 7 0,6 Värdena i de tvätabellerna är någorlunda lika. Att CO-emissionerna ärolika har ingen betydelse för deekonoraiska skattningarna, eftersom hälsoskadornaav CO värderas till sä litet som ca 0,01 av I kg NOx. I beräkningarna längrefram i rapporten kommer jag att användamig av uppgifterna i den första av de tvä tabellerna, tabell 2.6. De största momentana emissionerna i hamnsker dä fartyget manövrerar i hamnen, eftersom bäde 'huvudmaskineri och generatorer då är i drift. För huvudraaskineriet erhålles andra emissionsfaktorer vid reducerad fart ihamn än vid full fart. Förhållandenablir komplicerade genom att effektuttaget fränhuvudmaskineriet och därmed bränsleförbrukningentidsmässigt kan variera kraftigt hosfartyg som manövreras för att läggatill vid kaj. Därmed varierar även rökgasemissionernaavsevärt. Dessa ofta höga momentana emissioner har inte mätts upp och ärsvära att skatta. I brist pä uppgifterom emissionerna vid dessa driftsförhållanden i hamn kan man se på nederländskauppgifter 1987/88: 50 Bilaga 1.4 som gäller vid .av full fart(1980). NOx-emissionsfaktorn är enligt denna källa högre än vid fullfart, vilket skulle innebära NOx/kg bränsle. Melhus anger ä andra sidan lägre emissionsfaktorer för NOx vid haranfart (citerad av Rosland 1987 sid3.20). Dessa senare uppgifter, korrigerade med hänsyn till skattning 1987 (se ovan avsnitt 2.6), ger för hamnfart en emissionsfaktor i intervallet ca 35-60gram NOx/kg bränsle. Här finns alltsäen oklarhet. I avvaktan pä säkrare data väljer jag ett stort osäkerhetsintervall, NOx per kg bränsle förhamnfart. Ungefärligaemissionsfaktorer vid gång i hamn (gram/kg bränsle). T5-90 20-S 7? (Källa för HC-, CO- och sotsiffrorna: 1980 sid 91.) 2.8 Emissionsfaktorer förtypfartygen (kg/km) vid gäng, till sjöss Genom att multiplicera fartygens bränsleförbrukningar(kg/km) med angivna emissionsfaktorer i tabell 2.4 kan emissionerna per kra beräknas, tabell 2.9. Emissionsfaktorer (kg/km) för olika avgaskomponenter frän typfartygen vid marschfart till sjöss. Emissionsfaktorer kg/km _ ,13-7,18 ,68-2,35 ,99-4,18 , 14-1,59 ,57-2,20 ,32-7,45 ,.53-0,74 Tabellens S02~siffror gälleren svavelhalt i oljan pä , dock för trålaren. I tabell 2.2 redovisas bränsleförbrukningarna vid 24tiramars drift. Man erhåller dä följande rökgasemissioner , tabell 2.10. 1987/88: 50 Bilaga 1.4 Emissioner av olika rökgaskomponenter frän typfartygen vid marschfart till sjöss, 24 timmars drift. Emissioner Fartyg ton/dygn ,26-5,96 ,98-1,37 ,20-3,08 ,49-0,69 ,83-1, 16 ,63-3,68 ,26-0,36 1 2 3 4 5 6 7 8 För fartyg som går del av dygn kan det vara intressant att i stället beräknaemissionerna som kg/timma. (Dividera dämed 24.) Vid andra hastigheter hos fartygen och därraed andra effektuttag blir emissionernaannorlunda, jämför avsnitt 2.11. Emissionernai tabellerna 2.9 och 2.10 kan tyckas stora jämfört med t ex lastbilar. Fartygen har dock betydligtstörre lastkapacitet. Vid jämförelse mellanolika transportalternativ är detemissionen per tonkilometer (netto) eller per passagerarkilometer som är det intressanta. 2.9 Ekonomisk värderingav emissioner. (Frägan om toxicitetsfaktorer tas uppmera utförligt i Ds K 1987:6 sid 24-25,105-108). Rökgaserna frän fartyg bestårav en mängd olika komponenter. För att kunna jämföra rökgaser avolika sammansättning vore det bra ora raan kundeaggregera de olika komponenternas emitterade mängder till en enda siffra. Jag har som referensämne valt en av de miljömässigt viktigaste rökgaskomponenterna, NOx. Emissioner av ett annat ämne skall dämultipliceras med ämnets sä kallade toxicitetsfaktor för att omvandla den emitterade mängden till en ur natur- (resp hälso-)skadesynpunkt ekvivalent mängd NOx. Denna ekvivalenta mängd kallar jag NOx-ekvivalenter . Det är osäkert exakt hur skadliga emissioner av kolväten (HC) äri förhällande till NOx. Kolvätena kan, särskilt , bidra till bildning av ozon och andraoxidanter, som ger skogsskador. Jag har valt att ange ett osäkerhetsintervall pä O,3 - 1 för kolvätenas toxicitetsfaktorer när det gällernaturskador. (Med kolväten menas här de gasformiga organiska ämnena i rökgaserna). 1987/88:50 Bilaga 1.4 Naturskadorna av NOx-emissioner värderar jag till /kg NOx-ekv (genomsnitt över landet), se bilagan. För HC-emissioner raed toxicitetsfaktorn 0,3-1 innebär det en skadevärderingpä ca /kg HC. I bilavgasrappoften (Ds K 1987:6) sattes toxicitetsfaktornför SO2 till 0,8 vad gäller naturskador. Med värderingen /kg NOx-ekv betyder det /kg 502-Dettaär emellertid en osäker siffra. Väljdärför hellre en osäkerhetsintervall: /kgSO2" Detta blir en undre gräns för vad naturskadorna av SO2 kan värderas till. Vid besök i hamn gerfartygen upphov till emissioner som päverkarluften runt hamnen. Följden blir hälsoeffekter, nedsmutsning och ökad korrosion i den aktuella tätorten. Närdet gäller hälsoeffekter och andra tätortseffekter värderarjag skadorna av en NOx-emission till ca /kg NOx. Det-ta är ett preliminärtoch mycket osäkert värde. Toxicitetsfaktorerna med avseende på tätortseffekternahar jag antagit vara 0,3-1 för HC, 0,67-1för SO2, 0,01 för CO. (Jämför med Ds K 1987:6, där faktorn dock sattes till 0,8 förS02*)