1. No category

EXAMENSARBETE
En jämförelse av miljöbelastningen för
godstransporter på väg och sjö
Bränslebaserad emissionsanalys
Simon Hedin
2015
Civilingenjörsexamen
Industriell ekonomi
Luleå tekniska universitet
Institutionen for ekonomi, teknik och samhalle
FÖRORD Jag har studerat fem år motsvarande 300 högskolepoäng för att bli civilingenjör inom industriell
ekonomi. Detta är mitt examensarbete som genomfördes under studiens sista termin, våren 2015.
Mitt första år var väldigt roligt vilket resulterade i ett par omtentor och risken att förlora
studiemedlet. Jag lärde mig inte särskilt mycket av kurserna jag läste, men jag lärde mig desto
mer om livet och om mig själv. Det andra året kämpade jag för att hålla mig kvar, något som
aldrig skulle gått utan den gemenskap och stöd som fanns inom klassen. Efter ett år i
Teknologkåren återupptog jag studierna och började då med att systematiskt beta av mina
restkurser och under de senare åren har jag presterat betydligt bättre än jag trodde att jag skulle
göra. För detta vill jag särskilt tacka mina föräldrar; Johan och Eva-Stina samt min fästmö Lisa.
Utan dem hade det nog inte blivit någon examen.
Jag har gjort vad jag kan för att genomföra detta examensarbete efter konstens alla regler och det
är min största akademiska bedrift hittills. Det har varit oerhört lärorikt och givande för mig och
jag hoppas att mina resultat kommer till användning för BDX och Lindbäcks.
Jag vill tacka alla som bidragit till mitt arbete. Ett särskilt tack riktas till mina kollegor på BDX
Logistik som har stått ut med mig och mina nyfikna frågor, men även;
Anders Segerstedt
David Bladfält
Handledare, Luleå tekniska universitet
Handledare, BDX Företagen
Anneth Svensson
Erik Lindbäck
Helena Ranängen
Lars-Gunnar Åkerlund
Mikael Thorgren
Nina Lidberg
BDX Företagen
Lindbäcks
Luleå tekniska universitet
BDX
Lindbäcks
Shorelink
I
II
SAMMANFATTNING Intresset för hållbar utveckling ökar i Sverige och Europa. Transportsektorn är den sektor som har
näst störst klimatpåverkan inom EU-området och bland politiker och kunder finns det stora
förväntningar på att transportsektorn ska minska sin miljöpåverkan. EU-kommissionen anser att
mer gods måste gå på tåg eller sjö för att transportsektorn ska kunna nå de fastställda miljömålen.
Syftet med denna studie var att hitta åtgärder för minskad miljöpåverkan för utgående transporter
av skrymmande gods och i detta fall studerades färdiginredda husmoduler. Två olika scenarion
jämfördes; Vägtransport och sjöfart. En modell för jämförelse upprättades med en struktur
inspirerad av PAS 2050. Studien utgick ifrån ett nerifrån och upp perspektiv och är
bränslebaserad.
Datainsamlingen baserades till stor del på de involverade företagens historiska
bränsleförbrukning för olika fordonstyper, men för fartyg uppskattades bränsleförbrukningen av
ett rederi. De olika delmomentens tid uppskattades av aktören som utför arbetet och med hjälp av
den historiska bränsleförbrukningen beräknades det totala bränsleåtgången.
Bränslet omvandlades till emissioner med hjälp av emissionsdata för svenska förhållanden från
Naturvårdsverket. För att värdera de olika emissionernas miljöpåverkan användes EPS, en metod
utvecklad av Centrum för produktrelaterad miljöanalys på Chalmers tekniska högskola. För att
kunna jämföra resultaten med andra studier samt stärka trovärdigheten på studien beräknades
också den globala uppvärmningspotentialen (GWP), vilket till vardags ofta kallas
koldioxidekvivalenter.
Studiens resultat visar att miljöbelastningen i detta fall skulle öka med ca 230 % om man
använder sjöfart istället för vägtransporter. En känslighetsanalys visar att ett mer miljövänligt
fartygsbränsle kunde minska fartygets miljöpåverkan med 45 %. Förutom fartygsbränslet är de
största påverkande faktorerna i följande storleksordning; fartygets lastkapacitet, fartygets
bränsleförbrukning, och fartygets fyllnadsgrad.
När GWP beräknades visades studiens resultat överensstämma bra med allmänna
generaliseringar av typen GWP/tonkm för fartyg och lastbilar efter en viktjustering genomförts.
Viktjusteringen kompenserade enbart för fyllnadsgraden i studien och fyllnadsgraden antagen i
generaliseringarna.
I det studerade fallet rekommenderas vägtransporter av godset eftersom miljöbelastningen är liten
relativt sjöfarten. Om man av någon anledning vill använda sig av sjöfart bör man ställa krav på
Eo1-klassat fartygsbränsle och vidta åtgärder andra åtgärder som minskar bränsleförbrukningen
och ökar fyllnadsgraden.
III
ABSTRACT In Sweden and Europe the interest for sustainable development is constantly growing. The
transport sector has the second largest climate impact in EU and both politicians and customers
expect this impact to decrease in the future. The EU-commission believes that the amount of
freight transported on sea or rail have to increase if the transport sector is to achieve the European
climate goals.
The purpose of this study was to find suitable actions to decrease the environmental load of bulky
gods and in this case prefabricated house modules was studied. Two scenarios were compared;
road transport and sea transport. A model for comparison inspired of PAS 2050 was established
and the study had a bottom-up fuel-based perspective.
The data collection was based mainly on the involved companies historical fuel consumption data
for specific vehicle types. The fuel consumption for ships was estimated by a ship-owner. The
time required for sub processes was estimated from each specific company and based on fuel
consumption data the total fuel required was calculated.
The fuel was converted to emissions based on emission factors for Swedish circumstances from
the Swedish Environmental Protection Agency. The EPS method, developed by the Centre for
Environmental Assessment of Products and Material Systems of Chalmers university of
technology was used to weight the emissions. Global Warming Potentials (GWP) was calculated
to achieve comparability and strengthen the reliability of the study.
The study shown that in this case sea transport would have an environmental load 230% higher
than road transport. Sensitivity analyses show that by changing ship fuel to a more refined type
would decrease the ships environmental load by 45 %. The other parameters analyzed show that
in decreasing order had a large contribution to the results; Ship capacity, ship fuel consumption,
ship load factor.
The calculated GWP showed similar results as general GWP/tonne-km data for trucks and ships
after a load factor adjustment. The load factor adjustment only compensated for the load factors
assumed in the general data and the actual load factors in this study.
In the case of this study it is recommended to use road transport due to the low environmental
load compared to sea transport. If sea transport is to be used it is recommended that the ship use
the most environmental friendly fuel, such as the Swedish type “Eo1” classed fuel. It is also
recommended that actions reducing fuel consumption and increasing load factor is taken.
IV
INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1. INTRODUKTION ............................................................................................................................................ 1 1.1. PROBLEMBESKRIVNING ................................................................................................................................. 2 1.2. SYFTE OCH AVGRÄNSNINGAR ......................................................................................................................... 2 1.3. RAPPORTENS DISPOSITION ............................................................................................................................ 3 2. GRÖN LOGISTIK OCH LIVSCYKELANALYS ............................................................................................. 5 2.1. 2.2. 2.3. 2.4. 2.5. 2.6. 2.7. BAKGRUND ..................................................................................................................................................... 5 MILJÖVÄNLIGA TRANSPORTER ...................................................................................................................... 6 MILJÖVÄNLIGA ANLÄGGNINGAR .................................................................................................................... 8 PRODUKTER OCH LAGER (LIVSCYKEL) ......................................................................................................... 9 HUR UPPSKATTA MILJÖPÅVERKAN ............................................................................................................. 11 KVANTIFIERING AV MILJÖPÅVERKAN .......................................................................................................... 11 KLASSIFICERING, KARAKTÄRISERING OCH VIKTNING AV EMISSIONER ...................................................... 13 3. BESKRIVNING AV STUDERAT GODSFLÖDE ........................................................................................ 15 4. MODELLKONSTRUKTION OCH METOD ............................................................................................... 17 4.1. 4.2. 4.3. 4.4. 4.5. PROCESSKARTA ............................................................................................................................................ 17 BERÄKNINGSANSATS OCH SYSTEMBEGRÄNSNINGAR .................................................................................. 18 DATAINSAMLING OCH EMISSIONSFAKTORER .............................................................................................. 18 BERÄKNING OCH OMVANDLING AV UTSLÄPP .............................................................................................. 19 TROVÄRDIGHET ........................................................................................................................................... 22 5. UPPSKATTNING AV BRÄNSLEFÖRBRUKNING ................................................................................... 23 5.1. VÄGTRANSPORT ........................................................................................................................................... 23 5.2. SJÖFART ........................................................................................................................................................ 24 6. BERÄKNING OCH ANALYS ........................................................................................................................ 28 6.1. KÄNSLIGHETSANALYS .................................................................................................................................. 29 6.2. GWP/TONKM .............................................................................................................................................. 29 6.3. ELU & GWP PER VOLYM ............................................................................................................................. 30 7. SLUTSATSER OCH REKOMMENDATIONER ......................................................................................... 31 8. DISKUSSION .................................................................................................................................................. 33 9. LITTERATURFÖRTECKNING ................................................................................................................... 35 9.1. HEMSIDOR .................................................................................................................................................... 35 9.2. PUBLIKATIONER FRÅN HEMSIDOR .............................................................................................................. 35 9.3. TRYCKT LITTERATUR ................................................................................................................................... 37 V
VI
FÖRKORTNINGAR EEA
Europeiska Miljöbyrån
Emission
Utsläpp av ett visst ämne i samband med förbränning
ELU
en ”miljöbelastningsenhet” som erhålls när emissioner viktas enligt
EPS-metoden.
EPS
A systematic approach to environmental priority strategies in product
development (EPS)”
EU
Europeiska Unionen
EU-Kommissionen
Europeiska Kommissionen
FN
Förenta Nationerna
GWP100
Global uppvärmningspotential som fastställs av IPCC för olika
utsläpp. Siffran 100 betyder att måttet har tidshorisonten 100 år.
IPCC
FN:s klimatpanel (Intergovernmental Panel on Climate Change)
Tonkm
En enhet bestående av vikt och avstånd. 1 tonkm motsvarar att
förflytta ett ton en kilometer.
VII
VIII
1. INTRODUKTION Här återges bakgrunden till hållbar utveckling och varför transportsektorn är viktig när man vill minska
människans miljöpåverkan. Vidare förklaras examensarbetets syfte och avgränsningar. Kapitlet avslutas
med att beskriva rapportens disposition.
Intresset för hållbar utveckling och miljöpåverkan av produkter och tjänster ökar i Sverige och
världen. EU tillsammans med många andra länder förlänger Kyotoavtalet och skärper kraven
gällande utsläpp av växthusgaser (Europeiska kommissionen, 2009a). Enligt Europeiska
miljöbyrån, EEA (2014) sysselsatte den europeiska miljösektorn år 2011 4.2 miljoner människor,
en ökning med 44 % från år 2000.
Begreppet hållbar utveckling avser enligt Brundtland (1988) i den så kallade Brundtlandrapporten
”utveckling som tillgodoser dagens behov utan att äventyra kommande generationers möjligheter
att tillgodose sina behov”, vilket enligt Franks (1996) och EU-kommissionen (2013) fortfarande
är den allmänt accepterade och den mest använda definitionen. FN (2012) och Franks (1996)
visar att konceptet hållbar utveckling har de tre vedertagna dimensionerna ekologisk-, ekonomisk
och social hållbarhet.
Inom ramen för ekologisk hållbarhet skapades av FN (1992) tre konventioner; FN:s
ramkonvention om klimatförändringar, konventionen om biologisk mångfald och konvention om
bekämpandet av ökenspridning. Inom akademien har intresset för och klimatförändringar varit
avsevärt större än biologisk mångfald eller bekämpning av ökenspridning.
Enligt FN:s klimatpanel, IPCC (2014) och Europeiska kommissionen (2009) finns det ett tydligt
samband mellan utsläpp av växthusgaser orsakade av människan och klimatpåverkan och Mattila
& Antikainen (2011) och Geerings & van Duin (2011) anser att det finns en samlad bild av att
växthusgaser är det i nuläget värsta miljöproblemet. Europeiska kommissionen (2009a) visar att
EU står för 14 % av jordens antroprogena (av människan skapade) växthusgaser och har sedan
Kyotoavtalet verkat för minskade utsläpp. Det aktuella målet på kort sikt är en minskning på 20
% jämfört med 1990 års nivå senast år 2020 och 80 % år 2050 (Eurostat, 2013). Europas ledare
har nyligt också enats om ett mål om 40 % minskning av koldioxidutsläppen från 1990 senast
2030 (Europeiska kommissionen, 2015).
Piecyk & McKinnon (2010) anser att det är tydligt att klimatförändringar och koldioxidutsläpp
kommer påverka företag inom transportsektorn mer inom de kommande åren och att upp till 80
% av företagen kommer vara starkt påverkade år 2020. Transportsektorn är den sektor som
genererar näst mest koldioxidekvivalenter efter energisektorn och genererar 21 % av EU:s totala
utsläpp av växthusgaser (Europeiska kommissionen, 2009a). Förutom växthusgaser är
transportsektorn en stor källa till de farligt höga nivåerna av luftburna partiklar och buller som
många européer utsätts för (Europeiska Kommissionen, 2009b). Luftföroreningar i tätort är enligt
Naturvårdsverket (2001) ett stort hälsoproblem och vägtrafik är stor källa till luftföroreningar.
På en global nivå är det enligt Steffen m.fl (2015) inte klimatet som är jordens mest akuta
problem. Rockström m.fl (2009) har definierat ett antal globala gränsvärden för olika typer av
miljöpåverkan och menar på att de gränserna ej får överskridas om vi ska kunna garantera att
jorden på lång sikt behåller en säker miljö för människor. Steffen m.fl (2015) visar att jorden just
nu har större problem att hantera biodiversitet och biokemiska flöden (försurning och
övergödning) än klimatförändringar med avseende på de gränsvärden som Rockström m.fl.
(2009) definierat.
1.1. Problembeskrivning Transportsektorn förväntas av myndigheter, institutioner och kunder minska sin miljöpåverkan
kraftigt de kommande åren (Europeiska kommissionen, 2011; Geerlings & van Duin, 2011). Det
finns många verktyg för att bedöma utsläpp från transporter tillgängliga för allmänheten men det
finns enligt Dekker m.fl (2012) ofta oklarheter om de bakomliggande antagandena och
utsläppsräknare beaktar bara de faktiska transportsträckorna och inte hela värdekedjan. EUkommissionen (2011) anser att transportlösningar med tåg eller båt krävs för att man ska kunna
nå miljömålen inom transportsektorn och Dekker m.fl. (2012) och Wu & Dunn (1995) förklarar
vikten av att utvärdera utsläppen även i noder där man byter transportsätt och hur man bör
analysera hela värdekedjan, något som kommer bli viktigare när transporterar gods med tåg och
båt, där omlastning till och från lastbil ofta är ett måste.
1.2. Syfte och avgränsningar Syftet för denna studie var att minska miljöpåverkan från utgående transporter av ett godsflöde
bestående av skrymmande gods. Studien genomfördes på en strategisk nivå och undersökte om
alternativa transportsätt kunde minska miljöpåverkan.
För att behålla en rimlig omfattning för 20 veckors arbete har följande avgränsningar gjorts:
•
•
Enbart miljöaspekter beaktas varpå den ekonomiska analysen lämnas där hän. Det finns
metoder inom grön logistik som behandlar problemet att väga kostnad mot miljöpåverkan
och Dekker m.fl. (2012) redogör för en del av dessa.
Eftersom godset inte ryms inom transportprofilerna för järnväg så övervägs inte det
alternativet.
2
1.3. Rapportens disposition För att underlätta läsningen presenteras i tabell 1.1 en beskrivning av rapportens kapitel. Varje
kapitel beskrivs på ett övergripande plan.
Tabell 1.1 Rapportens disposition och förklaring av kapitlen
Kapitel
Beskrivning
1. Introduktion
I introduktionskapitlet presenteras en bakgrund till hållbar
utveckling och transportsektorns miljöpåverkan. Detta följs
av en problembeskrivning och syftesbeskrivning
2. Grön Logistik och livscykelanalys
Kapitel 2 är ett teorikapitel som beskriver den teoretiska
bakgrunden till grön logistik. Kapitlet behandlar även en
del teorier inom livscykelanalys eftersom det finns många
likheter mellan problematiken inom grön logistik och
livscykelanalys
3. Beskrivning av studerat godsflöde
Det specifika godsflödet som studerades beskrivs. Två
scenarion jämfördes och dessa förklaras I studien
exemplifieras hur man kan uppskatta miljöpåverkan för en
specifik produkt och i detta kapitel presenteras det som är
viktigt att känna till kring just detta fall.
4. Modellkonstruktion och metod
Här presenteras den modell som konstruerades och hur
studien genomfördes. Upplägget på kapitlet är inspirerat av
PAS 2050.
5. Uppskattad bränsleförbrukning
I kapitlet presenteras utförd datainsamling och
bakomliggande beräkningar när bränsleåtgången kopplades
samman med det specifika fallet.
6. Beräkning och analys
Här summeras bränsledata från föregående kapitel och
utifrån
den
beräknas
miljöbelastningen.
En
känslighetsanalys identifierar viktiga parametrar i studien.
7. Slutsatser och rekommendationer
De slutsatser och rekommendationer som författaren har
kommit fram till presenteras och motiveras
8. Diskussion
Här diskuteras studiens värde på ett mer generellt plan.
9. Litteraturförteckning
Studiens källor specificeras.
3
4
2. GRÖN LOGISTIK OCH LIVSCYKELANALYS Det akademiska området grön logistik beskrivs tillsammans med angränsande vetenskapliga områden.
Kapitlets syfte är att skapa teoretisk och politisk grund till studiens analysmodell samtidigt som läsaren
får en djupare förståelse för studiens bakomliggande antaganden.
2.1. Bakgrund Dekker m.fl. (2012) beskriver grön logistik som ett område där miljöpåverkan av traditionella
logistikaktiviteter ska minskas. Traditionella logistikaktiviteter fokuserar enligt Elhedhli &
Merrik (2012) på att minimera kostnader medan Wu & Dunn (1995) anser att man även bör ta
hänsyn till miljöpåverkan i aktiviteter som till exempel ruttplanering, lagerstyrning,
servicenivåer, nätverksdesign och materialplanering. Harris m.fl (2015) förklarar att när ett
företag har ineffektiv logistik får detta negativa ekonomiska- och miljökonsekvenser varpå
förbättringar inom miljöområdet ofta är gynnsamt även ur ekonomiskt perspektiv. Grön logistik
är också en vetenskap som bidrar till kunskap om aktuella populistiska frågor som till exempel
”närproducerade varor” där Garnett (2015) redogör för hur man måste se till produktens livscykel
och helhet snarare än bara på transporterna.
Inom akademien finns många exempel på hur grön logistik kan använda traditionella
kostnadsminskande metoder för att minska miljöpåverkan samt hur grön logistik kan användas
för att minska miljöpåverkan. Erdogan & Miller-Hooks (2012) introducerade grön ruttplanering
(G-VRP) baserad på Clarke & Wrights (1964) metod. Ćirović m.fl (2014) introducerar
användandet av neuro-fuzzy nätverk för att lösa ruttproblem med blandade miljövänliga och
vanliga fordon. Ubeda m.fl. (2011) visar hur man kan optimera ett distributionsnät för att minska
miljöpåverkan från transporter. Geerlings & van Duin (2011) visar hur man kan uppskatta och
minska CO2-utsläpp från containerterminaler.
Enligt Harris m.fl. (2015) finns det två sätt att analysera miljöeffekterna från en värdekedja:
•
•
Utgå ifrån en traditionell värdekedja där miljöeffekterna beaktas istället för ekonomin
Utgå ifrån en utökad värdekedja där miljöeffekterna beaktas istället för ekonomin
Beamon (1998) förklarar hur en traditionell värdekedja är linjär och hur materialflödet går från en
leverantör via företaget till kunden medan Harris m.fl (2015) förklarar hur den utökade
värdekedjan har ett mer cirkulärt flöde som inkluderar återvinning, återanvändning och avfall.
Wu & Dunn (1995) visar i figur 2.1 en traditionell värdekedja och vilka logistikaktiviteter som
påverkar miljön i de olika värdeskapande aktiviteterna. Enligt Wu & Dunn (1995) påverkar
beslut inom vissa värdeskapande funktioner utsläpp inom andra delar av värdekedjan varpå man
måste analysera helheten.
5
Figur 2.1 Logistik påverkar flera värdeskapande aktiviteter och hur stora föroreningar som skapas relativt använda
resurser. (Wu & Dunn, 1995)
Piecyk m.fl (2015a) förklarar hur logistikaktiviteter är skyldiga till luftföroreningar, buller,
olyckor, vibrationer, anspråk på land, ljusföroreningar och klimatpåverkan. Klimatpåverkan är i
dagsläget enligt Piecyk m.fl (2015a) och Geerlings & van Duin (2011) högst prioriterat inom EU
och världen.
Fridell m.fl. (2011) och Piecyk m.fl. (2015b) redogör för hur man på global- och EU-nivå
försöker ”internalisera” kostnaderna för utsläppen så att den som står för föroreningarna också får
stå för kostnaderna relaterade till utsläppen, en princip som organisationen för ekonomiskt
samarbete och utveckling (OECD) antog 1972. Även om ”förorenaren betalar” är en vedertagen
princip så saknas det enligt Fridell m.fl. (2011) vedertagna metoder för hur man ska göra detta
samt en osäkerhet gällande värden för hur farliga olika utsläpp är samt kostnaderna för skadorna
från utsläppen. Ett annat problem är hur utsläppen ska fördelas mellan olika aktörer/produkter
och Baumann & Tillman (2008) diskuterar till exempel fördelning efter godsets vikt, godsets
volym eller godsets värde.
Harris m.fl. (2015) anser att traditionell logistik ofta fokuserat på marknaden och produktion och
att transporten har varit sekundär. Inom grön logistik anser Harris m.fl. (2015) att transporterna
ska uppmärksammas mer på grund av utsläppen från transporter och att kunder ställer högre krav
på transportlösningar. Dekker m.fl. (2011) föreslår att man inom grön logistik ska använda en
analysmodell som bygger på transport, anläggningar och produkter & lager (livscykel).
2.2. Miljövänliga transporter På strategisk nivå handlar miljövänliga transporter enligt McKinnon m.fl. (2015) om
nätverksdesign, miljövänliga transportsätt och utveckling av miljövänliga fordon. EUkommissionen (2011) anser att intermodala transportlösningar med tåg eller båt är nödvändiga
för att transportsektorn ska nå miljömålen fastställda av EU. Woodburn & Whiteing (2015) visar
hur man på EU-nivå driver olika projekt för att minska miljöpåverkan av transporter.
6
Transportsätt Man delar ofta in transportsätt i olika kategorier, till exempel lastbil, tåg, sjöfart och flygplan.
Dekker m.fl. (2011) förklarar att transportsättens karaktär skiljer sig när det gäller kostnad,
lasttider, tillgänglighet men även miljöpåverkan. Generellt kan man säga att ett större fordon av
inom samma transportsätt har mindre utsläpp per tonkilometer (ibid).
Enligt Woodburn & Whiteing (2015) skiljer sig de olika transportsättens miljöpåverkan åt och i
figur 2.2 nedan visualiseras detta med data från Defra (2009) i Storbritannien där det framgår att
tåg och fartyg generellt sett har lägre utsläpp per tonkm än tunga lastbilar.
Emisssioner för olika transportsätt i Storbritannien kg CO2e/tonkm 0,20 0,10 0,00 Litet (2500ton) containerfartyg Tåg (Diesel) Tung (>17 ton) Lastbil Transportsätt Figur 2.2 Utsläpp av koldioxidekvivalenter för olika transportsätt i Storbritannien. (Defra, 2009)
Dekker m.fl. (2011) granskar även andra utsläpp och konstaterar att samtliga transportsätt har
ungefär lika stora svaveloxidutsläpp (SOx) förutom flygplan som har betydligt större emissioner.
Fartyg släpper ut stora mängder kväveoxider (NOx) medan lastbil och tåg har relativt små utsläpp
medan alla transportsätt ger ungefär likvärdiga utsläpp av luftburna partiklar per tonkilometer
(ibid). Givet att det är viss skillnad mellan olika utsläpp menar Dekker m.fl (2011) att det ur ett
miljöperspektiv inte finns ett enskilt bästa alternativ för alla transporter och att man i samband
med val av transporttyp även bör överväga att använda flera olika transportsätt, det vill säga
intermodala transporter.
Bränsleval När man försöker minska miljöpåverkan i en värdekedja är det enligt Dekker m.fl. (2012) vanligt
att byta till mer miljövänlig teknik som första åtgärd. Geerlings & van Duin (2011) visade hur ett
bränslebyte från diesel till biodiesel kunde minska utsläppen av CO2 med ca 20 % i en
containerterminal.
I Sverige är det enligt Energimyndigheten (2014a, 2014b) vanligaste lastbilsbränslet diesel MK1
och fartygsbränslet Eo2-5. I tabell 2.1 nedan redogörs för de vanligaste bränslena för vägtransport
och sjöfart. Bengtsson m.fl (2013) har genomfört livscykelanalyser på de vanligaste
fartygsbränslena och deras potential för försurning, övergödning, hälsoproblem och marknära
ozon.
7
Tabell 2.1 Vanliga bränslen för vägtransporter och inrikes sjöfart i Sverige. (Energimyndigheten, 2014a)
Bränslen för vägtransport
Bränslen för inrikes sjöfart
Biobränsle (FAME,HVO)
Diesel
Biogas (LBG)
Eldningsolja 1
Diesel MK1
Eldningsolja 2-6
Etanol
Naturgas (LNG)
Det finns utsläppskontrollområden på vissa hav och i figur 2.3 visualiseras svavelkontrollområdet
(Seca) där det enligt EU-parlamentet (2012) från och med 2015 krav på max 0,1 viktprocent
svavel i fartygs bränsle.
Figur 2.3 Seca-området i norra Europa (Transportstyrelsen, 2015)
2.3. Miljövänliga anläggningar Enligt Geerlings & van Duin (2011) han man historiskt sett förbisett transportbyten när man
analyserar transportkedjors miljöpåverkan. McKinnon (2010) föreslår att ett angreppssätt baserat
på energieffektivitet, grön energi, och hållbara byggnader men menar även att man måste ta en
bredare syn och reflektera över alla typer av miljöpåverkan. Geerlings & van Duin (2011)
identifierade de bästa förbättringsförslagen för minskat CO2-utsläpp i Rotterdams
containerterminal till ny terminallayout (kortare fraktsträcka) samt alternativa bränslen istället för
diesel.
8
Gibbs m.fl (2014) visar på att utsläppen från fartygen är betydligt högre än utsläppen av
hamnverksamheten och menar att även om hamnarna kan minska utsläppen så är de största
bidragen till förbättrad miljö att påverka fartygen. Geerlings & van Duin (2011) och Gibbs m.fl
(2014) är överens om att hamnarnas CO2-utsläpp är små i relation till utsläppen från fartyg eller i
det geografiska närområdet. Gibbs m.fl (2014) föreslår att hamnar ska fokusera på att incitament
för miljövänliga fartyg samt reducerade utsläpp från fartyg i hamnnära områden medan Geerlings
& van Duin (2011) föreslår en kompakt terminaldesign när hamnar ska minska sin direkta
miljöpåverkan.
Det finns flera olika system för att hjälpa till med utformningen av hållbara byggnader och
McKinnon (2010) menar att de flesta har gemensamt att beakta framtida förbrukning av energi,
vatten och land, men även mer indirekt miljöpåverkan som materialval, återanvändning av
material samt konstruktionsprocessen.
Inom energieffektivitet belyser McKinnon (2010) anläggningens uppvärmning, belysning
inomhus och utomhus samt interna godstransporter. McKinnon (2010) menar att köpa grön
energi från ett elbolag är mest lämpligt i de flesta fallen men i vissa fall kan det vara gynnsamt att
istället investera i en miljövänlig energikälla.
2.4. Produkter och lager (Livscykel) Dekker m.fl. (2011) menar att en värdekedja karakteriseras av produkten och den i stor
utsträckning påverkar miljöpåverkan för värdekedjans olika steg. Dekker m.fl. förklarar att
uppvärmning/kylning bidrar till en produkts energianvändning och Baker & Marchant (2015)
poängterar även energianvändningen av belysning i lager. I figur 2.4 nedan redogörs
energianvändning i lager i Storbritannien av DECC (2014) vilket belyser skillnaden för
energiförbrukning hos produkter som kräver uppvärmda lager alternativt kalla lager.
% av totalförbrukning 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% Uppvärmning Belysning Övrigt Köksutrustning Varmvatten Källa till energiförbrukning Figur 2.4 De största energianvändningskällorna i lagerlokaler i Storbritannien. (DECC, 2014)
Dekker m.fl. (2011) föreslår även ett bredare livscykelperspektivet vid analyserar produkter.
Rydh m.fl. (2002) redogör för den historiska utvecklingen från de första kända
livscykelanalyserna i slutet av 1960-talet till standardiseringen av en livscykelanalys (LCA) i ISO
14040:1997. I standarden ISO 14040:2006 och i figur 2.5 nedan redogör ISO (2006a) för vilka
områden LCA kan tillämpas samt vilka steg som innefattas i processen. Mer generellt förklarar
9
Rydh m.fl. (2002) att livscykelperspektivet tar hänsyn till en produkts liv från vaggan till graven,
eller från råvaruutvinning till resthantering.
Figur 2.5 Moment i LCA (ISO, 2006a)
Rydh m.fl. (2002) förklarar att i livscykelinventeringsanalys (LCI) sammanställs in- och utflöden
av materia och energi och i och miljöpåverkansbedömning (LCIA) klassificeras, karaktäriseras
och viktas utflöden för att förenkla analysen. I Figur 2.6 nedan visualiseras ett exempel på LCIA
och dess delmoment.
Figur 2.6 Exempel på miljöpåverkansbedömning (LCIA) och dess delmoment. (Rydh m.fl. 2002)
10
2.5. Hur uppskatta miljöpåverkan Piecyk (2015) förklarar att det finns en mängd olika ramverk som är relativt lika i antaganden och
metod. De viktigaste enligt Piecyk (2015) är ISO 140641, ISO 14076, PAS 2050, The
Greenhouse Gas Protocol samt den japanska metoden som kallas General Principles for the
Assessment and Labelling of Carbon Footprint of Products. I tabell 2.2 presenteras några av
dessa metoder mer utförligt.
Tabell 2.2 Olika metoder som beskriver hur miljöpåverkan kan uppskattas.
#
Metod
Beskrivning
Källa
1
ISO 14064:1
ISO 14064 specificerar hur en organisation kan ISO, 2006b
kvantifiera och rapportera sina utsläpp av
växthusgaser.
2
PAS 2050
PAS 2050 specificerar kraven och ger vägledning PAS, 2011
för livscykelanalys av produkt med avseende på
växthusgaser
3
The Greenhouse
Gas Protocol: A
Corporate
Accounting and
Reporting
Standard
En standard avsedd för en organisations Greenhouse
Gas
kartläggning av utsläpp av växthusgaser. Protocol, 2004
Standarden inkluderar färdiga kalkyler baserade
på generella antagningar.
5
Carbon
footprinting
En guide för kartläggning av miljöpåverkan av The Carbon Trust,
organisation eller produkt med avseende på 2012
växthusgaser.
2.6. Kvantifiering av miljöpåverkan McKinnon (2010) redogör för två synsätt när man mäter miljöpåverkan:
•
•
Miljöpåverkan vid slutanvändning – Miljöpåverkan när en vara/produkt
används/konsumeras med alla miljöpåverkan för bakomliggande aktiviteter i värdekedjan.
(Livscykelanalys, LCA)
Miljöpåverkan vid källan – Tar hänsyn till miljöpåverkan vid källan till utsläppet, till
exempel där bränslet förbränns.
Naturvårdsverket (2001) anser att LCA-perspektivet är att föredra men att det kan vara svårt att
hitta analyser som berör det fallet man studerar. Ett exempel på LCA-analys är studien av
bränslen inom sjöfart av Bengtsson m.fl. (2014).
Kvantifiering av data sker enligt olika metoder vilka McKinnon (2015) delar in inputbaserad
miljöpåverkan och outputbaserad miljöpåverkan.
11
•
•
Inputbaserad miljöpåverkan – Utsläpp baserade på mängde bränsle/energi köpt och
distribuerat till olika sektorer/företag/ etc.
Outputbaserad miljöpåverkan – Utsläpp baserade på mängden arbete utfört i relation till
förbrukade energi. Vanliga mått: tonkm per liter bränsle eller tonkm per kilowattimme.
Enligt McKinnon (2015) och Ubeda m.fl (2011) har denna typ av uppskattning högst
precision.
Slutligen så kan man enligt Piecyk (2015) utgå ifrån utsläppen baserat på bränsleförbrukning eller
avstånd Ubeda m.fl. (2011) sammanställer en jämförelse mellan de olika metoderna som
presenteras i tabell 2.3.
Tabell 2.3 Jämförelse av bränslebaserad och avståndsbaserad emissionsberäkning. (Ubeda m.fl, 2011)
Bränslebaserad metod
Avståndsbaserad metod
Fördelar
Mer tillförlitlig
Lätt att erhålla data
Nackdelar
Om bara data om bränsleförbrukning Hög osäkerhet
finns blir det svårt att göra beräkningar
Data
per
fordonstyp
Datakällor
•
•
•
•
•
Avstånd
Bränsleförbrukningsfaktor
Värmevärde
Bränslekvitton
Officiella uppskattningar eller
färddator
•
•
Avstånd
Bränsleförbrukning
•
•
Vägmätare (odometer)
Företagets
bränsleförbrukningsdata
fordonstyp
Fordonstillverkarens
bränsleförbrukningsdata
•
Emissionsberäkningar
•
•
•
Samla in data på kört avstånd
per fordon- och bränsletyp
Omvandla
avstånd
till
förbrukat bränsle
Omvandla förbrukat bränsle till
emissioner
med
bränslespecifika
utsläppsfaktorer
•
•
per
Samla in data på kört avstånd
per fordon- och bränsletyp
Omvandla körd sträcka till
emissioner genom att använda
avståndsbaserade
emissionsfaktorer
Enligt Naturvårdsverket (2014) är det vanligaste sättet i Sverige att beräkna luftföroreningar och
miljöpåverkan enligt följande ekvation.
𝑈𝑡𝑠𝑙ä𝑝𝑝 𝑘𝑔 = 𝐵𝑟ä𝑛𝑠𝑙𝑒𝑓ö𝑟𝑏𝑟𝑢𝑘𝑛𝑖𝑛𝑔 𝑚! ∙ 𝑉ä𝑟𝑚𝑒𝑣ä𝑟𝑑𝑒 𝐺𝑗
𝑘𝑔
∙
𝐸𝑚𝑖𝑠𝑠𝑖𝑜𝑛𝑠𝑓𝑎𝑘𝑡𝑜𝑟
𝑚!
𝐺𝑗
Värmevärdet beskrivs enligt Nationalencyklopedin (2015) som den energi som avges när ett
ämne förbränns och värmevärdet är specifikt för olika ämnen eller bränslen. Emissionsfaktorn är
fastställd för olika typer av användning och Naturvårdsverket (2015) fastställer emissionsfaktorer
som ska användas till Sveriges internationella rapporteringar. Ett globalt register på
emissionsfaktorer finns hos IPCC (2015).
12
2.7. Klassificering, karaktärisering och viktning av emissioner EEA (2014b) sammanställer i figur 2.7 nedan hur olika luftföroreningar kan klassificeras. Med
klassificering avses precis som i resonemanget kring LCIA (kapitel 2.4) vilka typer av emissioner
som ska grupperas.
Figur 2.7 Miljöpåverkan och dess karakterisering med ingående ämnen
Vid LCA-analyser är det vanligt att karakterisera de olika klassificeringarna och de Vries & de
Boer (2010) är de vanligaste måtten för klassificeringarna enligt följande:
•
•
•
Övergödning (EP) – Fosfatekvivalenter (PO4e)
Försurning (AP) – Svaveldioxidekvivalenter (SO2e)
Växthusgaser (GWP) – Koldioxidekvivalenter (CO2e)
Några andra vanliga karaktäriseringar är för marknära ozon POCP och för stratosfärisk ozon
ODP.
•
•
Marknära ozon (POCP) – Etenekvivalenter (C2H4e)
Växthusgaser (ODP) – Fluortriklormetanekvivalenter (CFC-11e)
Karaktäriseringsfaktorerna som omvandlar en typ av emission till respektive ovanstående
ekvivalent är inte helt enkelt att hitta och det är bara för GWP som IPCC (2013) presenterar
vedertagen data. I en databas av Leidens universitet sammanställer CML (2015) en stor mängd
karaktäriseringsfaktorer avsedda för LCIA. I databasen redogör CML (2015) för källorna och
metoderna till de enskilda faktorerna.
När man har karaktäriserat utsläppen och ska analyseras vidare förklarar Rydh m.fl (2002) att
man ska vikta dem. Det finns flera olika sätt att göra detta och liksom med karaktäriseringen
anser Rydh m.fl (2002) att det viktigaste är att tydliggöra hur detta är gjort och enligt vilken
metod.
13
Baumann & Tillman (2009) förklarar varför det finns så många olika metoder för viktning och
menar att det beror på i huvudsak tre saker; Hur man ser på naturen, hur man ser på människan
och hur man ser på samhället.
Metoderna Ecoindicator’99 och EPS beskrivs av både Rydh m.fl (2002) och Baumann & Tillman
(2009) och är metoder som producerar en samlad poäng för den analyserade miljöpåverkan. Båda
metoderna använder enligt Rydh m.fl (2002) de nuvarande miljömålen som referenser. Andra
synsätt är till exempel målet med nollemissioner eller miljöns kritiska belastningsgräns för olika
ämnen.
Rydh m.fl (2002) förklarar att viktningsmetoderna egentligen är väldigt osäkra eftersom det inte
finns någon konsensus för hur man ska värdera olika miljöbelastningar. Det som skiljer
Ecoindicator’99 och EPS i detta avseende är enligt Rydh m.fl (2002)att Ecoindicator’99 använder
sig av panelviktning och EPS använder samhällets betalningsvilja.
Panelviktning innebär att utvalda representanter och i Ecoindicator’99 ska bestod gruppen av 365
medlemmar i en europeisk intressegrupp för LCA (Rydh m.fl. 2009, Baumann & Tillman, 2009).
Med betalningsvilja förklarar Rydh m.fl (2002) hur man i EPS fall utgått från vad en OECDmedborgare är villig att betala för att slippa olika typer av negativa miljöeffekter.
Förenklat kan man säga att viktningarna går till så att man i EPS fall undersöker vilka utsläpp
påverkar till exempel mänsklig hälsa, och sedan hur invånarna vill betala för samhällets
vårdsystem. För Ecoindicator kan man göra en liknande förenkling där man frågar en grupp
sakkunniga till exempel hur miljöfarligt ett kg koldioxekvivalenter jämfört med ett kg
etenekvivalenter, vilket sedan bidrar till att svara på frågan huruvida klimatet är viktigare än
mänsklig hälsa.
En tydlig skillnad mellan metoderna är hur många steg som indata behandlas och beräknas, något
som visualiseras i figur 2.8. Baumann & Tillman (2009) förklarar hur Ecoindicator’99 har fler
steg medan EPS analyserar fler parametrar i färre steg. Beroende på vad man söker och vilken
indata man har tillgång till kan de olika metoderna vara mer eller mindre lämpliga.
Figur 2.8 Strukturell jämförelse av EPS och Eco'99
14
3. BESKRIVNING AV STUDERAT GODSFLÖDE Det studerade godsflödet och produktens egenskaper beskrivs. Först beskrivs produkten och marknaden
följt av beskrivning av nuläget och det alternativa scenariot med sjöfart.
BDX Företagen AB (BDX) verkar inom entreprenad-, logistik- och industrisektorn och erbjuder
tjänster och produkter till sina kunder. Lindbäcks Bygg AB (Lindbäcks) tillverkar flerbostadshus
i moduler och har länge haft BDX som leverantör av transportlösningar från fabrik till
konstruktionsplats.
Enligt Lindbäcks väger varje modul ca 6,5 ton och enligt 2014 års lastlistor är medellängden
6,40m och medelbredden 3,58m. 45 % av modulerna är 4m eller bredare vilket enligt en nationell
tågoperatör inte är möjligt att köra på svenska järnvägar. Volymerna fraktas idag på lastbil med
bred last och följebil där lastbilarna kör i kolonn om tre lastbilar per följebil. I figur 3.1 syns en
lastbil lastad med en volym som är tydligt bredare än lastbilen.
Figur 3.1 BDX lastbil med två breda husmoduler lastade. Lastbilarna kör i kolonn med eskort av varningsbil
För att koordinera transporterna skickar Lindbäcks en produktionsplan till BDX som sedan
verifierar huruvida kapaciteten är tillgänglig för transporterna. BDX har dels egna lastbilar men
kompletterar med underleverantörer vid behov. De egna lastbilarna arbetar i princip uteslutande
med Lindbäcks transporter och returtransporter för att undvika att köra tom bil. Under 2014 hade
BDX returtransporter på 97,4 % av de södergående lastbilarna.
Lindbäcks kunder i Stockholmsregionen stod 2014 för 75 % av årsvolymen vilket medför att
BDX fraktade 1433 st moduler från Öjebyn till Stockholmsregionen. Det geografiska området
visualiseras i figur 4.1 där man får en uppfattning av koncentration av kunderna samt avstånden
mellan produktionsplatsen och kunderna vilket mäts till 69 mil (www.maps.google.com)
fågelvägen. Detta relativt stora godsflöde är väl synligt för allmänheten och kunder som
ifrågasätter rimligheten att ur ett hållbarhetsperspektiv köra så långa sträckor med lastbil. BDX
och Lindbäcks utvärderar nu möjligheter till andra transportsätt vilket är intressant även ur det ett
akademiskt perspektiv.
Inom det akademiska området grön logistik uppmärksammas av Wu & Dunn (1995)
nätverksdesign som en viktig parameter inom utgående logistik i den gröna värdekedjan. Ubeda
15
m.fl. (2013) efterfrågar fler fallstudier inom grön logistik samtidigt som EU-kommissionen
(2011) anser att intermodala transporter är nödvändigt att uppnå de av EU fastställda miljömålen.
I studien analyserades miljöpåverkan från godsflödet från Lindbäcks till ett projekt i Uppsala
(som representerar Stockholmsregionen) utifrån två scenarion. Det
ena scenariot motsvarade vägtransporter där modulerna körs med
lastbil från fabrik till monteringsplats. Det andra scenariot var
sjötransport med tillhörande transport till, från och i fartyget. I
sjötransportscenariot användes som utgående hamn Haraholmen och
som mottagande hamn Hargshamn. Haraholmen valdes eftersom det
är den hamn som är närmast Lindbäcks fabrik i Öjebyn samt att
Lindbäcks i dagsläget bygger en ny fabrik i direkt anslutning till
hamnfastigheten. Alternativa hamnarna i Luleå och Skellefteå
befinner sig mer än fem mil från Öjebyn. Hargshamn valdes på
grund av dess geografiska läge norr om Stockholm och dess positiva
inställning i Lindbäcks initiala kontakter med hamnar i
Stockholmsregionen. De enligt Trafikanalys (2014) största
hamnarna i Stockholmsregionen förutom Hargshamn är hamnarna i
Kapellskär, Stockholm och Nynäshamn.
Denna studie blir den första som berör sjöfartens utsläpp inom
SECA-området efter de nya reglerna för bränslekrav om max 0,1
viktprocent svavel i bränslet (EU-parlamentet, 2012). Fallet är också
intressant utifrån sitt geografiska läge som visualiseras i figur 3.2 där
sträckan för lastbil och fartyg är ungefär lika långt. Eftersom
intermodala transporter antas öka så är det intressant att se hur
miljöpåverkan skiljer sig åt mellan olika transportsätt och denna
studie är intressant både för akademien och allmänheten.
16
Figur 3.2 Karta över det aktuella
området med Lindbäcks Bygg i
Öjebyn, studerade hamnar och
montageplatser i Stockholms.
(www.google.com)
4. MODELLKONSTRUKTION OCH METOD Här presenteras modellen som användes i studien och de val av metoder som gjordes. Modellen
konstruerades starkt influerad av tidigare metoder och modeller, dock med modifikationer som utökade
antalet emissioner som analyserades.
Studiens struktur är influerad av PAS 2050 så som den beskrivs av Piecyk (2015). PAS 2050
valdes eftersom den fokuserar på en produkt och att strukturen bedömdes lämplig för just denna
studie. De största avvikelserna från PAS 2050 är att denna studie tar ett större grepp om
miljöpåverkan och inte bara CO2-utsläpp samt fokuserar enbart på utgående logistik och inte hela
livscykeln.
4.1. Processkarta Två processkartor skapades eftersom två scenarion jämfördes. Vid jämförelse mellan de olika
scenarion i figur 4.1 framgår tydligt att komplexiteten ökar vid intermodala transporter eftersom
antalen steg ökar. I varje processteg presenteras den totala mängden förbrukat bränsle som sedan
analyseras vidare.
Figur 4.1 Processkarta som visar studiens omfattning
Vägtransport Bränsleförbrukningen från vägtransporter baseras på förbrukningen av de olika fordonstyper som
används för vägtransporter. Förutom lastbilar används i detta fall följebilar.
Förbrukningen per fordonstyp beräknas baserat på förbrukningsdata från föregående år. Som bas
för denna beräkning användes enbart de fordon som uteslutande körde transporter åt Lindbäcks
eftersom Lindbäcks breda husmoduler antogs bidra till bränsleförbrukning på ett annat sätt än
övrigt gods.
17
Omlastning Bränsleförbrukningen i hamnen baseras på av förbrukning hos hamnens fordon som används vid
omlastning och interna transporter. Omlastning sker av en gaffeltruck som lyfter husmodulerna
från lastbil till en lastbärare. De interna transporterna är de som krävs när en dragbil flyttar
lastbäraren från avsedd lagerplats ombord på fartyget.
Eftersom sjöfartsflödet ej trafikeras uppskattades tidsåtgången för de olika momenten i samråd
med berörd hamn. Bränsleförbrukningen baseras på data från förra års användning för respektive
fordonstyp.
Sjöfart Eftersom sjöfartsflödet ej trafikeras idag krävdes uppskattningar av rimlig bränsleanvändning.
Rimlig storlek och typ av fartyg diskuterades med hamnverksamhet samt ett rederi verksamt i
Bottenviken. Baserat på fartygstyp uppskattades en rimlig förbrukning av tid och bränsle och
rederiet.
Utsläppen från fartyg baseras på förbrukat bränsle av fartyget vid drift och i hamn. Bränsle från
eventuell lotsbåt inkluderas inte.
4.2. Beräkningsansats och systembegränsningar Utsläppen beräknas enligt principen om att godsägarna delar på utsläppen relaterade baserat på
fordonets begränsande faktor. Det vill säga att om ett fartyg begränsas av godsets vikt så tar
godsets ägare ansvar för utsläppen motsvarande den viktprocent som ägarens gods utgör av
totallasten. Vidare är studien outputbaserad enligt beskrivningen av McKinnon (2015) vilket ger
ett nerifrån-och-upp perspektiv.
Utsläppen som beaktas är emissioner till luft från drift av fordon. Energiåtgång för uppvärmning
inkluderades inte eftersom produkten som studerades ej lagrades uppvärmd. Miljöpåverkan
bedöms vid källan eftersom det är en vedertagen metod enligt principen om att ”förorenare
betalar” och stöds av Piecyk (2015b), Naturvårdsverket (2015) och Ubeda m.fl. (2011).
Returtransporter beaktas inte kvantitativt i studien eftersom osäkerheten, speciellt för
sjöfartscenariot bedömdes vara för stor. Problematiken som tomma returer kan medföra
diskuteras på ett mer övergripande plan i kapitel 7.
4.3. Datainsamling och emissionsfaktorer Datainsamlingen sker enligt bränslebaserad metod som Ubeda (2011) beskriver. Stegen är;
1. Samla in data på avståndet/tiden kört av fordon och vilken typ av bränsle som används.
2. Omvandla avståndet till bränsleförbrukning med hjälp av fordonsspecifik
bränsleförbrukningsdata
3. Konvertera förbrukat bränsle till emissioner med hjälp av bränslespecifika emissionsdata
för varje typ av utsläpp.
Avståndet lastbilar kört baserades på avstånd från Google Maps (www.google.com/maps).
Avståndet per fordon beräknades sedan med hjälp av avståndet och antalet resor för respektive
fordonstyp. För arbetsmaskiner i hamnmiljö uppskattads av hamnoperatören tidsåtgång för de
olika momenten som behövde utföras. Momenten multiplicerades med antalet moduler som
passerade varpå total tidsåtgång för respektive fordonstyp erhölls. För sjötransporten
18
uppskattades tidsåtgången av ett rederi verksamt i området och sedan beräknades tiden till sjöss
och i hamn för ett scenario som ansågs rimligt.
Fordonsspecifik bränsleförbrukningsdata hämtades för lastbilar och arbetsmaskiner i hamn från
företagens officiella miljödeklaration för föregående år. För fartygets bränsleförbrukning
användes en uppskattning av ett rederi verksamt i området.
Emissionsfaktorer och värmevärde hämtas från Naturvårdsverket (2015) eftersom dessa är de
som enligt Naturvårdsverket (2014) ska användas för rapportering av emissioner i Sverige. I
Figur 4.2 visar hur emissionsfaktorer (EF) kan hämtas ur de excelblad som Naturvårdsverket
(2015) erbjuder.
Figur 4.2 Exempel på hur emissionsdata för tunga lastbilar som drivs på diesel hämtas från Naturvårdsverket (2015).
Det visade sig att tillgängligheten på emissionsdata för en del ”miljöbränslen” var bristfälliga och
emissionsdata för EcoPar saknades. Lindgren m.fl (2010) har studerat utsläppen från bland annat
EcoPar där det för de vanligaste utsläppen hade samma utsläpp som vanlig diesel förutom för
partiklar och kväveoxider. I förhållande till vanlig diesel visade Lindgren m.fl (2010) att EcoPar
hade 1/3 emissioner för kväveoxider samt 43% av partikelutsläppen.
4.4. Beräkning och omvandling av utsläpp Beräkning och omvandling av utsläpp består i huvudsak av tre metoder; emissionsberäkning av
Naturvårdsverket, EPS miljövärdering av Steen m.fl (1999) och klimatpåverkan från FN:s
klimatpanel, IPCC (2013). I figur 4.3 nedan presenteras en generell skiss på hur sambanden
mellan metoderna ser ut och en mer detaljerad beskrivning återges nedan.
19
Figur 4.3 En generell skiss på
uppvärmningspotential (GWP100).
hur
bränslet
omvandlas
till
miljöbelastningsenheten
(ELU)
och
global
Emissionsberäkning sker enligt Naturvårdsverkets (2014) eftersom det enligt myndigheten är det
vanligaste tillvägagångssättet i Sverige samt att Naturvårdsverkets emissionsfaktorer är dem som
är aktuella i Sverige.
𝑈𝑡𝑠𝑙ä𝑝𝑝 𝑘𝑔 = 𝐵𝑟ä𝑛𝑠𝑙𝑒𝑓ö𝑟𝑏𝑟𝑢𝑘𝑛𝑖𝑛𝑔 𝑚! ∙ 𝑉ä𝑟𝑚𝑒𝑣ä𝑟𝑑𝑒 𝐺𝑗
𝑘𝑔
∙ 𝐸𝑚𝑖𝑠𝑠𝑖𝑜𝑛𝑠𝑓𝑎𝑘𝑡𝑜𝑟
!
𝑚
𝐺𝑗
Utsläppen omvandlades enligt EPS-metoden till miljöbelastningsenheter (ELU), en av EPS
skapad poängskala. Metoden valdes främst eftersom metoden enligt Baumann & Tillman (2009)
ursprungligen skapad för svenska förhållanden och att referensgrupp enligt Steen (1999) bestått
av representanter från Chalmers tekniska högskola, Naturvårdsverket samt privata aktörer. EPSmetoden har fastställt ELU för i princip samma utsläpp som Naturvårdsverket har
emissionsfaktorer för, vilket inte är fallet med till exempel Ecoindicator’99 som inte hade
karaktäriseringsfaktorer för alla typer av utsläpp.
Steen (1999) har direkta omvandlingsfaktorer från till exempel utsläpp av CO2 till poängskalan
ELU och dessa omvandlingsfaktorer användes i studien. I Tabell 4.1 nedan presenteras de ämnen
som beräknas från Naturvårdsverket (2014) och dess respektive ELU. Steen (1999) presenterade
inga värden för Dioxin, PCB, PM2,5 och TSP. Efter Steens (1999) resonemang kring sambanden
mellan PM10, PM2,5 och TSP användes följande ELU värden PM2,5 = 2*PM10 och TSP =
PM10. Eftersom EPS inte behandlar Dioxiner och PCB samt att emissionerna från dessa var
väldigt små, uteslöts dessa ur studien. De olika ämnenas ELU summerades för att erhålla en total
poäng för de olika transportscenariona.
20
Tabell 4.1 Omvandlingsfaktorer från utsläpp till ELU. (Steen, 1999)
Utsläpp
ELU (Steen, 1999)
Utsläpp
ELU (Steen, 1999)
As (Arsenik)
95,3 ELU/kg
N2 O
38,3 ELU/kg
Benzo(a)pyrene
64300 ELU/kg
NH3
2,9 ELU/kg
Benzo(b)fluoranthene
64300 ELU/kg
Ni (Nickel)
0 ELU/kg
Benzo(k)fluoranthene
64300 ELU/kg
NMVOC
2,14 ELU/kg
Cd (Kadmium)
10,2 ELU/kg
NOx (Kväveoxider)
2,13 ELU/kg
CH4 (Metan)
2,72 ELU/kg
Pah 1-4
64300 ELU/kg
CO (Kolmonoxid)
0,331 ELU/kg
Pb (Bly)
2910 ELU/kg
CO2 (Koldioxid)
0,108 ELU/kg
PM10
36 ELU/kg*
Cr (Krom)
20 ELU/kg
Pm2.5
72 ELU/kg*
Cu (Koppar)
0 ELU/kg
Se (Selen)
35800 ELU/kg
HCB
4,46 ELU/kg
SO2
3,27 ELU/kg
Hg (Kvicksilver)
61,4 ELU/kg
TSP
36 ELU/kg*
Indenopyrene
64300 ELU/kg
Zn (Zink)
0 ELU/kg
* Modifierade från Steen (2009) enligt resonemanget på föregående sida
Eftersom klimatpåverkan (GWP, CO2e) är ett viktigt mått inom de politiska och kommersiella
arenorna beräknades även detta. När GWP beräknas ökar också möjligheten att jämföra denna
studier med allmänna generaliseringar. Omvandlingsfaktorerna som används för GWP-beräkning
fastställs av IPCC (2013) och sammanställs i tabell 4.2. För vissa ämnen skiljer sig
omvandlingsfaktorerna för olika regioner och där så är fallet specificeras detta.
Tabell 4.2 GWP för utsläpp av olika ämnen (IPCC, 2013)
Ämne
GWP100 i CO2e (IPCC, 2013)
N2 O
265 GWP100/kg N2O
CH4
30 GWP100/kg CH4
CO2
1,0 GWP100/kg CO2e
NOx (EU)
-15,6 GWP100/kg CO2e
CO (EU)
1,6 GWP100/kg CO
VOC (EU)
5,6 GWP100/kg VOC
I figur 4.4 nedan presenteras ett räkneexempel som visar hur 1000 liter diesel omvandlas till ELU
samt GWP100 på det sätt det är beskrivet i detta kapitel. Figuren förtydligar även i vilket steg de
olika metoderna används och hur ELU och GWP100 beräknas parallellt utan något direkt
samband.
21
Figur 4.4 Ett räkneexempel som visar hur 1000 liter bränsle omvandlas till ELU samt GWP100.
4.5. Trovärdighet För att stärka studiens trovärdighet analyserades skillnaderna mellan studiens resultat och
emissionstabeller från Defra (2009) för utsläpp från olika transportsätt.
Vissa parametrar bedömdes ha
stor påverkan på slutresultat
eller vara av särskilt intresse. I
en känslighetsanalys justerades
värdet på dessa parametrar vart
efter deras påverkan på resultatet
studerades närmare. I figur 4.5
ges en schematisk beskrivning
av analysmetoden.
För att förstå storleken och
karaktären
av
parameters
påverkan beräknades tre värden.
I första hand var storleken på
påverkan intressant eftersom det
är
detta
som
beskriver
parameterns känslighet. I andra Figur 4.5 Schematisk skiss och exempel på känslighetsanalys
hand studerades parameterns
linjäritet. Vid linjär resultatpåverkan antas parametern vara stabil eftersom alla ingående
ekvationer är linjära. Om parameterns påverkan på resultatet inte är linjär tyder det på svagheter i
uppskattningen av bränsleförbrukning.
22
5. UPPSKATTNING AV BRÄNSLEFÖRBRUKNING Den datainsamling som genomfördes blir här presenterad och bearbetad för att kunna användas i den
fortsatta analysen. Kapitlet är indelat i två scenarion och börjar med dagens vägtransporter och övergår
sedan i datainsamling för sjötransporter.
Bränsleförbrukningen uppskattas för ett av Lindbäcks byggprojekt i Uppsala. Projektet bestod av
126 moduler och totalvikten var ca 820 ton.
5.1. Vägtransport Under 2014 hade BDX en grupp lastbilar och varningsbilar som i huvudsak körde åt Lindbäcks.
Gruppen levererade körde 66% av ekipagen och resterande 24% kördes av fordon som inte har
Lindbäcks som huvudsaklig kund. Fordonen var av olika typ varpå den genomsnittliga
bränsleförbrukningen per fordonstyp fastställdes. Bränsleförbrukningen baserades på BDX
miljödeklaration som redovisas per fordon. Metoden för miljödeklarationen kan skilja sig åt och i
tabell 5.1 nedan presenteras fordonen och den information som kan läsas ur miljödeklarationen.
Tabell 5.1 Miljödeklaration från fordon som i huvudsak kör husmoduler
Typ
liter
mil
l/m
metod
Lastbil med släp
46200
10500
4,4
-
Lastbil med släp
48400
11000
4,4
-
Dragbil med jumbotrailer
40362
6900
5,849565217 Körjournal, Bränsleuppföljning
per fordon på fakturor från
oljebolag
Lastbil med släp
40299
7338
5,491823385 Körjournal, Bränsleuppföljning
per fordon på fakturor från
oljebolag
Varningsbil
24679
22000
1,121772727 Körjournal, Bränsleuppföljning
per fordon på fakturor från
oljebolag
Varningsbil
-
-
-
Lastbil med släp
-
-
-
Lastbil med släp
-
-
-
Dragbil med trombontrailer
43030
10310
4,173617847 -
Lastbil med släp
37572
8617,5
4,359965187 Färddator
Lastbil med släp
39147
8897
4,400022479 Färddator
23
Baserat på information från tabell 5.1 fastställdes förbrukning per fordonstyp, vilket presenteras i
tabell 5.2 till nedan.
Tabell 5.2 Fastställda bränslegenskaper per fordonstyp
Fordonstyp
l/mil
Lastbil med släp 4,6
Dragbil
med 5,849565217
jumbotrailer
Dragbil
med 4,173617847
trombontrailer
Varningsbil
1,121772727
För att beräkna den totala bränsleförbrukningen studerades lastlistor från BDX där respektive
använt fordon klassificerades till de fordonstyper som finns i tabell 5.2. Ett fåtal bilar kunde inte
klassificeras varpå en medelförbrukning beräknad på fordonstyperna användes. Avståndet från
Lindbäcks till monteringsplatsen i Uppsala var 793 km (www.maps.google.com) och lastbilar
med varningsbilar förbrukade 18270 liter diesel.
För vägtransporterna förbrukades ca 18270 liter diesel. För beräkning av dieselanvändning för
vägtransporter i sjöfartscenariot används faktorn 0,182852 liter diesel per volym per kilometer.
5.2. Sjöfart Vägtransport till hamn Avståndet från Lindbäcks i Öjebyn till Haraholmen är 17,6 km (www.maps.google.com). Med
omräkningsfaktorn för bränsleförbrukning per volymkilometer från kapitel 5.1 kräver
vägtransporterna till hamnen 405 liter diesel.
Haraholmen På hamnen i Haraholmen lastas modulerna
från lastbil till en MAFI-vagn som sedan
rullas ombord på fartyget. En MAFI-vagn
är en lastbärare avsedd att fyllas med gods i
hamnen och sedan snabbt kan rullas
ombord när fartyget lägger till i hamnen. På
figur 5.1 syns en dragbil och tillhörande
MAFI-vagn.
För att uppskatta bränsleförbrukningen för Figur 5.1 MAFI-dragare och tillhörande MAFI-vagn
dessa moment uppskattades tidsåtgången
för omlastning av moduler samt transport av MAFI-vagnar av Shorelink (E6). För de olika
momenten används olika fordon och bränsleförbrukningen från förra års bränslerapportering
användes för ett referensfordon av varje typ. I tabell 5.3 nedan sammanställs information från
Shorelink
24
Tabell 5.3 Bränsleförbrukning för olika arbetsmoment på Haraholmen
Fordonstyp
Dieselförbrukning
Tidsåtgång
Avlastning
16t Gaffeltruck
8,79 l/h
10 min / husmodul
Transport
”MAFI-dragare”
7,04 l/h
10 MAFI / h
Uppsala-projektet bestod av 126 moduler vilket betyder att den totala tiden för avlastning blir
1260 minuter, det vill säga 21h som kräver 185 liter diesel.
Eftersom MAFI-vagnarna inte har lika stor lastkapacitet som de olika lastbilarna planerades
lasten om för att rymmas på MAFI-vagnar. Shorelinks MAFI-vagnar är 12m långa och det
krävdes totalt 64 MAFI för att rymma de olika modulerna i Uppsala-projektet. Modulerna
utgjorde efter omplaneringen 82 % av MAFI-längden. För att transportera 64 MAFI-vagnar är
den totala transporttiden är 6,4 timmar som kräver 45 liter diesel.
För vidare analys används för utgående hamn Shorelink Haraholmen en totalförbrukning av ca
414 liter diesel.
Fartyg I dialog med hamnoperatör och rederi
bedömdes att ett RoRo-fartyg med kapacitet
ca 4500 ton är rimligt för ett regelbundet
godsflöde
mellan
Haraholmen
och
Hargshamn. Ett RoRo-fartyg kännetecknas av
att gods kan rullas ombord på fartyget, ”Roll
on, Roll off”, till skillnad från till exempel ett
torrlastfartyg där man lyfter ombord godset
(timmer, malm, etc.) och placerar det direkt i
skrovets lastutrymme. Ett RoRo-fartyg
bedömdes vara rimligt bland annat på grund
av ekonomiska skäl eftersom det tillåter ett
returnerande godsflöde medan det inte bedöms
rimligt att hitta returflöden från Stockholm
med gods lämpligt för torrlastfartyg.
Figur 5.2 Ett RoRo-fartygs akterramp där gods kan köras
ombord på fartyget. Till höger syns rampen till väderdäck.
Fartyget på bilden är större än det fartyg som användes i
studien.
Storleken 4500 ton är enligt rederiet det
minsta fartyget som är lämpligt med avseende
gällande regler för vintersjöfart i Bottenviken. På figur 5.1 till ovan syns ett RoRo-fartyg som
ligger i hamn, redo att fyllas med gods.
Vid en uppskattning av rederiet förbrukar ett fartyg av ovan nämnd typ ca 13 ton marin diesel per
dygn i 13 knop samt 1 ton bränsle per dygn i hamn. Bränslet benämns MGO DMA och är enligt
ST1 (2008) klassad som Eldningsolja 2. Sträckan från Haraholmen till Hargshamn uppmättes till
640 km (http://www.sea-distances.org/) och uppskattades av rederiet ta 29h inklusive lotsning.
Drifttid och tid i hamn beräknades utifrån ett scenario om två leveranser tur och retur i veckan.
Bränslet omvandlades till liter och har enligt ST1 (2008) densiteten 0,860 kg/m3.
25
Bränsleförbrukningen per tur beräknades till 19578 liter. I tabell 5.4 nedan presenteras de
upplägget numeriskt. Avståndet uppmättes till 640km
Tabell 5.4 Bränsleförbrukning i ett scenario med 2 t/r i veckan
Tid
Bränsleåtgång
Drift
116h
75703 l
Hamn
52h
2610 l
Summa
168h
78313 l
Förbrukning per tur
19578 l
På RoRo-fartyg kan kapacitet mätas i enheten ”Lane Meter, LM” som är den totala längden
tillgänglig för rullande gods. På det studerade fartyget är en LM 1 m lång och 2,5 m bred. I en
tidigare ekonomisk analys arbetade Lindbäcks med en kapacitet på 1000 LM för ett 4000 ton
fartyg. Om man antar att förhållandet mellan viktkapacitet och LM är detsamma skulle ett 4500
ton RoRo-fartyg ha en kapacitet på 1125 LM. Eftersom den genomsnittliga bredden hos
modulerna är bredare än vad en LM är så är det orimligt att man kan fylla hela längden med
MAFI-vagnar. För att justera kapaciteten efter 2014 års modulers medelbredd på 3,58m
beräknades arean för 1125 LM á 2,5 m. Denna area delades sedan upp i LM á 3,58m vilket
resulterade i en kapacitet på 790 LM i en bredd mer lämplig för husmoduler. Den praktiska
Fyllnadsgraden på fartyget fylls antogs uppnå 90 % varpå fartyget rymmer 58st MAFI-vagnar
med husmoduler.
Uppsalaprojektet kräver ca 1,1 turer vilket motsvarar 20850 liter bränsle. Om man antar att
Lindbäcks fyller ett fartyg söderut i veckan skulle det motsvara en ökad produktionstakt på ca
300% eftersom Uppsalaprojektet som idag tog ungefär tre veckor istället skulle levereras på en
vecka. Detta kan anses orimligt men eftersom Lindbäcks bygger en ny fabrik i anslutning till
Haraholmen kvarstår scenariot.
Hargshamn I Hargshamn saknas kapacitet för lagring under tak varpå MAFI-vagnarna måste flyttas till en
lagerlokal ca 2 mil från hamnen. Detta gör att MAFI-vagnarna dras ut från fartyget, sedan lastas
om till lastbilar som flyttar modulerna till lagerplatsen, där de sedan lastas av. I Hargshamn
används för arbetsmaskiner EcoPar diesel.
Hargshamn har inga data för bränsleförbrukning från föregående år varpå data från Shorelink
Haraholmen används under antagandet att bränsleförbrukningen är densamma för de olika
bränslena samt att arbetsmomenten tar lika lång tid. För lastbilstransporterna används
bränsleförbrukningen från kapitel 5.1.
När MAFI-vagnarna dras ut till omlastningsplatsen för brukas 45 liter EcoPar och när modulerna
lastas från MAFI till lastbil förbrukas 185 liter EcoPar. Avståndet från Hargshamn till
lagerplatsen i Gimo är det 19,2 km (www.maps.google.com) vilket även visualiseras i figur 5.3.
nedan. Med omräkningsfaktorn från kapitel 5.1 motsvarar 19,2 km lastbilstransport för 126
moduler 442 liter diesel. Avlastningen från lastbil i lagerbyggnaden antas ta lika lång tid lång tid
som omlastningen varpå den kräver 185 liter EcoPar.
26
Figur 5.3 Husmodulerna lagras i Gimo, ca 2 mil från Hargshamn mot Uppsala.
Den totala förbrukningen i Hargshamn är ca 442 liter diesel för lastbilstransporter och ca 414 liter
EcoPar för arbetsmaskiner.
Vägtransport (Utgående hamn till ”Stockholmsregionen”) Avståndet från lagerplatsen i Gimo till Uppsala 54,9 km (www.maps.google.com). Med
omräkningsfaktorn för bränsleförbrukning per volymkilometer från kapitel 5.1 kräver
vägtransporterna från Hargsgamn till montering i Uppsala ca 1265 liter diesel.
27
6. BERÄKNING OCH ANALYS Beräkning och analys sker enligt de metoder som förklaras i kapitel 4. Först summeras
bränsleförbrukning från kapitel 5 för att sedan omvandlas till ELU och GWP.
Den totala förbrukningen för de olika scenarion presenteras i tabell 6.1 nedan där de beräknade
förbrukningarna i kapitel 5 presenteras.
Tabell 6.1 Total bränsleanvändning för det studerade fallet sammanställt från kapitel 5.
Vägtransport
Sjötransport
Lastbil inkl. 18270 l diesel (Tung lastbil)
varningsbil
Lastbil inkl.
varningsbil
405 l diesel (Tung lastbil)
Omlastning i
Haraholmen
230 l diesel (Arbetsmaskin)
RoRo-Fartyg
29850 l Eo2 (Inrikes sjöfart)
Omlastning i
Hargshamn
414 l EcoPar (Arbetsmaskin)
Lastbil inkl.
varningsbil
1265 l diesel (Lastbil)
Summa
18270 l diesel (Tung lastbil)
442 l diesel (Tung lastbil)
29850 l Eo2 (Inrikes sjöfart)
2113 l diesel (Tung Lastbil)
414 l EcoPar (Arbetsmaskin)
230 l diesel (Arbetsmaskin)
Baserat på Naturvårdsverkets (2015) emissionsfaktorer beräknades emissioner för det förbrukade
bränslet. Emissionerna omvandlades sedan med Steen (1999) till miljöbelastningsenheter (ELU)
och med IPCC (2013) global uppvärmningspotential (GWP). Resultatet av dessa beräkningar
presenteras i tabell 6.2 nedan.
Tabell 6.2 Sammanställning av ELU och GWP100 för de studerade fallet och dess delmoment.
Vägtransport
ELU
GWP100
Sjötransport
ELU
GWP100
Lastbil inkl. varningsbil
6272
43158
Lastbil inkl. varningsbil
139
958
Omlastning i Haraholmen
148
529
RoRo-Fartyg
19781
50088
Omlastning i Hargshamn
334
2085
Lastbil inkl. varningsbil
434
2988
20836
56647
Summa
6272
43158
28
6.1. Känslighetsanalys En känslighetsanalys genomfördes för att testa vissa utvalda parametrars påverkan på resultatet.
Fartygets bränsletyp har stor påverkan på resultatet och om man istället för att använda bränsle av
Eo2 kvalitet använder Eo1 skulle ELU för sjötransporten minska med 45 % eller med 9357 ELU.
I tabell 6.3 nedan presenteras skillnaderna för olika bränsletyper för inrikes sjöfart.
Tabell 6.3 Resultatet av känslighetsanalys där olika bränslen testas.
Bränsletyp
ELU (skillnad relativt Eo2)
GWP100
Eo2
20836
56647
Eo1
11479 (-9357, -45 %)
52090 (-4557, -8 %)
Diesel
10087 (-10749, -51 %)
52090 (-4557, -8 %)
För fartygets bränsleförbrukning, fyllnadsgrad, lastkapacitet och lastbilarnas medelförbrukning
beräknades tre värden; parameterns originalvärde värde och ± 10 % av originalvärdet. Alla
parametrar bedömdes genom vara linjära inom spannet på ± 10 % och den parameter som hade
störst påverkan på resultatet var fartygets lastkapacitet där en ökning på 10% gav en minskning
på 2068 ELU och 5238 GWP100. De fyra parametrarna och resultatet av dess respektive
känslighetsanalys presenteras i tabell 6.4.
Tabell 6.4 Resultatet av känslighetsanalysen på tre utvalda parametrar
Parameter
Studiens resultat
Känslighet (+10%)
Fartygets lastkapacitet
20836 ELU
56647 GWP100
-2068 ELU
-5238 GWP100
Fartygets bränsleförbrukning
20836 ELU
56647 GWP100
1912 ELU
4842 GWP100
Fartygets fyllnadsgrad
20836 ELU
56647 GWP100
-1860 ELU
-4711 GWP100
43158 GWP100
578 ELU
3980 GWP100
Lastbilarnas medelförbrukning 6272 ELU
6.2. GWP/tonkm I figur 2.1 presenterades enligt Defra (2009) jämförelsetal mellan olika transportsätt i nyckeltalet
GWP/tonkm. Detta nyckeltal beräknades för Uppsalaprojektet vilket presenteras i tabell 6.5.
nedan. Det som är av intresse är storleken på GWP/tonkm eftersom detta stärka trovärdigheten
för resultaten, samt relationen GWP/tonkm för de olika scenariona.
Tabell 6.5 Jämförelse mellan studiens GWP resultat och Defra (2009).
832 ton
Avstånd
GWP100
GWP100/tonkm
(justerad fyllnadsgrad) (Defra, 2009)
GWP100/tonkm
GWP100/tonkm
Vägtransport
793 km
43158
0,065
0,24
0,17996
Fartyg*
640 km
50088
0,094
0,017
0,01512
* Fartyget motsvarar en delmängd av sjöfartscenariot och har lyfts ut för att erhålla jämförbara nyckeltal.
29
För vägtransporter ser skillnaden stor ut då Defra (2009) har en faktor som är ca 2,7 gånger större
än det som beräknades i studien. Skillnaden beror mest troligt på den låga nyttjandegraden av
lastbilarna som används av Defra (2009). Defra (2009) antar en last på 5,25 ton i genomsnittlig
last medan den genomsnittliga vikten i denna studie var 19,5 ton. Om studiens nyckeltal
viktjusteras, dvs om lastbilarna skulle köra med 5,25ton moduler per ekipage skulle GWP/tonkm
bli 0,24 vilket anses vara i samma storhet som Defra (2009). Den resterande skillnaden kan
förklaras av att varningsbilar är inkluderade i studien samt andra mindre avvikelse.
Skillnaden i GWP/tonkm för fartyg kan förklaras med hjälp av godsets karaktär. Eftersom
husmodulerna har stor volym och relativt låg vikt kan inte fartyget nå en hög fyllnadsgrad med
avseende på viktkapacitet. När fartyget var fullt i LM enligt resonemanget i kapitel 5.2 uppgick
totalvikten till 754 ton trots att fartyget hade en viktkapacitet på 4500 ton. Skulle man lasta
fartyget med 4500 ton husmoduler och anta att bränsleförbrukningen förblev densamma skulle
nyckeltalet bli 0,017 GWP/tonkm vilket är i samma storleksordning som Defra (2009).
6.3. ELU & GWP per volym För att kunna generalisera resultaten av studien beräknades utsläppen per volym. Med hjälp av
denna faktor kan miljöbelastningen beräknas för alla Lindbäcks projekt i Stockholmsregionen
baserat på hur många volymer som krävs per projekt. Till Stockholm gäller för vägtransporter
49,78 ELU och sjötransport 165,37 ELU. I tabell 6.2 nedan presenteras beräkningarna och
samtliga nyckeltal.
Tabell 6.6 ELU och GWP100 per modul för väg- och sjötransport
Vägtransport
Sjötransport
126 moduler
6272 ELU
43158 GWP100
20836 ELU
56647 GWP100
1 modul
49,78 ELU
342,52 GWP100
165,37 ELU
449,58 GWP100
Vill man använda resultatet av denna studie i ett ännu vidare begrepp är det möjligt att använda
sig av resultatet presenterat i tabell 6.6 kombinerat med känslighetsanalysen i kapitel 6.1 för att
kunna skapa relativt trovärdiga resultat. Ska resultaten korrigeras för andra scenarion än det som
varit i denna studie uppmanas till försiktighet och sker för stora ändringar i upplägget måste
bränsleåtgången eventuellt korrigeras så som i kapitel 5.
30
7. SLUTSATSER OCH REKOMMENDATIONER Här presenteras författarens slutsatser och rekommendationer gällande det specifika fallet. Studiens syfte
var att minska miljöpåverkan på en strategisk nivå genom att hitta det i detta fall mest miljövänliga
transportsättet.
Eftersom miljöbelastningen (ELU) är betydligt större för sjöfart rekommenderas Lindbäcks att ur
miljösynpunkt transportera sina moduler till Stockholmsregionen med lastbil. Resultatet av
studien är förvånansvärt med avseende på den typ av generaliseringar som Defra (2009) använder
och som är vanliga inom politik och populärvetenskap.
Studiens resultat förklaras till stor del av godsets karaktär vilket gör att fartyget med avseende på
vikt får väldigt dålig fyllnadsgrad medan fyllnadsgraden på lastbil är högre än vad som antagits
av Defra (2009). En förutsättning för miljövänlig sjöfart av skrymmande gods är en effektiv
stuvning av fartygen, något som vissa typer av produkter inte tillåter.
De parametrar som har störst påverkan på miljöbelastningen för sjöfarten och samtidigt har störst
påverkan på studiens resultat är i följande storleksordning; Fartygets bränsletyp, fartygets
lastkapacitet, fartygets bränsleförbrukning samt fartygets fyllnadsgrad.
Om man ställer alla känslighetsanalysens parametrar till sjöfartens fördel skulle man kunna få
fortfarande sjöfarten generera 28 % mer ELU än vägtransporter. En sådan justering av
parametrarna bedöms också som orimlig eftersom många parametrar påverkar varandra negativt,
till exempel så är det rimligt att anta att ett fartyg som har större lastkapacitet även har större
bränsleförbrukning.
Om sjöfarten av något skäl sjöfarten måste användas rekommenderas ett krav på Eo1-klassat
fartygsbränsle och bränslesparande åtgärder. Det kan vara så att andra typer av fartyg är mer
lämpliga än RoRo-fartyg med avseende på miljön, men en förutsättning är att det finns ett
tillräckligt stort returflöde som bär miljöbelastningen på vägen tillbaka. Detta antogs i denna
studie och om returflödet blir för litet eller fartyget går tomt tillbaka så bör Lindbäcks inkludera
miljöbelastningen för returflödet i sina transporter.
31
32
8. DISKUSSION I detta kapitel diskuteras studiens resultat och genomförande på en mer övergripande nivå. Flera viktiga
val som genomfördes i studien diskuteras och motiveras samtidigt som kritik riktas mot de
generaliseringar som används inom politik och populärvetenskap.
Det är förvånande att förväntningar på sjö- och järnvägstransporter förmåga att minska
miljöbelastningen på samhället på EU-nivå är så hög och att generaliseringar liknande Defra
(2009) ofta används trots att de kan vara så missvisande. Frågan är vilken typ av produkter som
är mest lämplig för sjöfart. Denna studie indikerar att skrymmande gods med hög densitet
(inklusive ev. förpackning) är mer fördelaktiga för sjöfart vilket skulle betyda att råvaror är mer
lämpliga för sjöfart än färdigvaror. Förutom miljöaspekterna måste transporterna gå att motivera
ekonomiskt, men även hur praktiska transporterna är för olika typer av gods.
Denna studie baserades på emissioner uppmätta vid förbränningen av bränsle och inte med ett
livscykelperspektiv per bränsletyp. Livscykelperspektivet är ofta att föredra, speciellt när två
produkter ska jämföras, men kan vara svårt att använda när det analyserade systemet växer i
omfattning. Naturvårdsverkets (2009) emissionsdatabas kan också behöva uppdatera sina
emissionsfaktorer för att följa teknikutvecklingen med bättre förbränning och nya bränslen,
framförallt för vägtransporter. Det har börjat komma studier som visar hur de nya bränslena
skiljer sig från vanlig diesel och Naturvårdsverket kan använda sig av dessa för att skapa en bild
av emissioner för nya bränslen. Naturvårdsverket klumpar också ihop flera olika typer av
brännolja vilket medför att skillnaden mellan eldningsolja 1 och 2 är väldigt stort. En större
differentiering skulle kanske medföra mindre utsläpp för eldningsolja 2 varpå skillnaden skulle
mellan bränslena skulle bli mindre.
Eftersom enbart emissioner inkluderas i studien tas ingen hänsyn till exempelvis användning av
landytor, fartygens skrovfärg, trängsel, vägslitage, stranderosion eller andra aspekter som inte är
direkt kopplade till förbränning av bränsle. Fler faktorer hade kunnat inkluderas i denna studie
men frågan är hur detta hade påverkat studiens trovärdighet. I detta fall användes etablerade
modeller och omvandlingsfaktorer med ett stort stöd inom akademien och större justeringar på
dessa skulle kunna underminera resultatet. Det är författarens åsikt att EPS är den mest lämpliga
viktningen av miljöbelastning för svenska förhållanden. Både Trafikverket och Naturvårdsverket
erhåller metoder för att beräkna miljöbelastning men dessa har inte funnit stöd inom den
internationella tryckta litteraturen inom livscykelanalys. Vill man använda sig av något annat
verktyg så är det inte troligt att det påverkar denna studies resultat mer än vad godset karaktär
gör.
Hur man värderar olika emissioner påverkar i stor grad resultatet av en studie av den här typen.
EPS bedömdes mest lämplig i detta fall och det är anmärkningsvärt hur svårt det är att hitta och
spåra vissa omvandlingsfaktorer till dess källa och avsaknaden på standarder hur emissioner
karaktäriseras. Detta kan exemplifieras av studien av Vries & de Boer (2010) där det framgår att
flera olika enheter används för att beskriva samma sak.
En viktig faktor som inte har studerats närmare är returtransporter. Returtransporterna studerades
inte eftersom studien begränsades av att bara inkludera utgående logistik samt att stor osäkerhet
råder för sjöfartsscenariot som inte trafikeras idag. Utan någon djupare analys kan man dock dra
slutsatserna att i jämförelsen mellan de olika transportsätten skulle vägtransporterna gynnas.
Detta eftersom man idag enbart har 2.6% av de nedåtgående lastbilarna går tomma tillbaka samt
att Lindbäcks utgör det i särklass största godsflödet tilltänkt i sjöfartsscenariot vilket gör det
33
problematiskt att erhålla en lika hög fyllnadsgrad på returgodset. I framtiden kommer det
studerade godsflödet med stor sannolikhet att öka eftersom Lindbäcks expanderar och om inga
åtgärder vidtas kommer andelen tomma returer förmodligen att öka på grund av den obalans som
finns i flöden i nord-sydlig riktning längs den Svenska norrlandskusten.
34
9. LITTERATURFÖRTECKNING Källorna som användes i denna studie delas upp i hemsidor, publikationer från hemsidor och tryckt
litteratur. Tryckt litteratur är beständig och beroende på var källan är publicerad kan den vara av olika
akademisk trovärdighet. En tryckt källa är beständig, medan en publikation från hemsida relativt lätt kan
uppdateras till nya versioner. Hemsidor kan byta länk och innehållet kan redigeras utan att det framgår
att en förändring skett sedan källan användes i denna studie.
9.1. Hemsidor IPCC (2015, februari, 19)
nggip.iges.or.jp/EFDB/main.php
Welcome
to
EFDB.
Hämtat
från
http://www.ipcc-
Network for Transport Measures. (2015). NTMCalcFreight. Hämtat från About NTMCalc
Advanced: http://ntmcalc-fb.transportmeasures.org/Milan/milan.jsf den 16 Februari 2015
Nationalencyklopedin
(2015,
februari,
19).
Värmevärde.
Hämtat
från
http://www.ne.se.proxy.lib.ltu.se/uppslagsverk/encyklopedi/l%C3%A5ng/v%C3%A4rmev%C3%
A4rde
Naturvårdsverket (2014, december, 4) Beräkna dina luft- och klimatutsläpp. Hämtad från
http://www.naturvardsverket.se/Stod-i-miljoarbetet/Vagledningar/Luft-och-klimat/Beraknautslapp-av-vaxthusgaser-och-luftfororeninga/
Naturvårdsverket (2015, februari, 19). Emissionsfaktorer växthusgaser och luftföroreningar från
förbränning. Hämtat från http://www.naturvardsverket.se/Stod-i-miljoarbetet/Vagledningar/Luftoch-klimat/Berakna-utslapp-av-vaxthusgaser-och-luftfororeninga/
NTM
(2015,
februari,
15)
NTMCalcFreight.
fb.transportmeasures.org/Milan/milan.jsf
Hämtad
från
http://ntmcalc-
EEA (2014, december, 27). Europe’s green economy and other stories: what you may have
missed in 2014. Hämtad från http://www.eea.europa.eu/highlights/europe2019s-green-economyand-other
EU
(2015,
januari,
22).
Hållbar
utveckling.
Hämtat
från
http://europa.eu/legislation_summaries/environment/sustainable_development/index_sv.htm
Transportstyrelsen (2015, februari, 17). Svavelkontrollområde (SECA). Hämtat
http://www.transportstyrelsen.se/sv/Sjofart/Miljo-och-halsa/Luftfororening/SOx--svaveloxider/Kommande-krav/
från
9.2. Publikationer från hemsidor BSI. (2011). Specification for the assessment of the life cycle greenhouse gas emissions of goods
and services. Hämtad från http://shop.bsigroup.com/en/forms/PASs/PAS-2050/
Defra. (2009). 2009 Guidelines to Defra / DECC's GHG Conversion Factors for Company
Reporting.
Hämtad
från
http://archive.defra.gov.uk/environment/business/reporting/pdf/20090928-guidelines-ghgconversion-factors.xls
DECC. (2014). Energy Consumption in the UK Service sector data tables 2014 update. Hämtad
från
35
https://www.gov.uk/government/uploads/system/uploads/attachment_data/file/358236/services.xl
s
EU-kommissionen. (2009a). White paper - Adapting to climate change. Hämtad från http://eurlex.europa.eu/legal-content/EN/TXT/?uri=CELEX:52009DC0147
EU-kommissionen. (2009b). A sustainable future for transport. Hämtad
http://ec.europa.eu/transport/media/publications/doc/2009_future_of_transport_en.pdf
från
EU-kommissionen. (2013). 2030 framework for climate and energy policies. Hämtad från
http://eur-lex.europa.eu/legal-content/EN/TXT/?uri=CELEX:52013DC0169
EU-kommissionen.
(2011).
White
Paper
on
transport.
Hämtad
från
http://ec.europa.eu/transport/themes/strategies/doc/2011_white_paper/white-paper-illustratedbrochure_en.pdf
EEA.
(2014b).
Air
quality
in
Europe
—
2014
http://www.eea.europa.eu/publications/air-quality-in-europe-2014
report.
Hämtad
från
Europaparlamentet (2012). DIRECTIVE 2012/33/EU OF THE EUROPEAN PARLIAMENT AND
OF
THE
COUNCIL.
Hämtad
från
http://eur-lex.europa.eu/legalcontent/EN/TXT/?uri=CELEX:32012L0033
GHK & Bio Intelligence Service. (2006). A study to examine the benefits of the End of Life
Vehicles Directive and the costs and benefits of a revision of the 2015 targets for recycling, reuse and recovery under the ELV Directive: ANNEX 5 ENVIRONMENTAL IMPACTS
ANALYSED
AND
CHARACTERISATION
FACTORS.
Hämtad
från
http://ec.europa.eu/environment/waste/elv/study.htm
Greenhouse Gas Protocol. (2004). A Corporate Accounting and Reporting Standard. Hämtad från
http://www.ghgprotocol.org/standards/corporate-standard
ISO.
(2006a).
ISO
14040:2006.
se.proxy.lib.ltu.se/sv/Standard/?std=STD-46612
Hämtad
från
https://enav-sis-
ISO. (2006b). ISO 14064-1:2006. Hämtad från https://www.iso.org/obp/ui/#iso:std:38381:en
2015
IVL Svenska Miljöinstitutet. (2003). POCP for individual VOC under European conditions.
Hämtad
från
http://www.ivl.se/publikationer/importeradebrapporterrorej/pocpforindividualvocundereuropeanc
onditions.5.7df4c4e812d2da6a416800041232.html
Naturvårdsverket. (2001). Miljöpåverkan från olika transportslag - Metod för jämförelse.
Hämtad från http://www.naturvardsverket.se/Om-Naturvardsverket/Publikationer/ISBN/5100/91620-5143-1/
Steen, B. (1999). A Systematic Approach to Environmental Priority Strategies in Product
Development (EPS) Version 2000 – General System Characteristics. Hämtad från
http://lifecyclecenter.se/publications/
The
Carbon
Trust.
(2012).
Carbon
footprinting.
Hämtad
http://www.carbontrust.com/resources/guides/carbon-footprinting-and-reporting/carbonfootprinting
36
från
Trafikanalys.
(2014).
Sjötrafik
http://trafa.se/PageDocuments/Sjoetrafik_2013.pdf
IPCC. (2013). Climate Change
http://www.ipcc.ch/report/ar5/wg1/
2013
IPCC.
(2014).
Climate
Change
http://www.ipcc.ch/report/ar5/syr/
The
2014:
2013.
Physical
Hämtad
Science
Synthesis
Basis.
Report.
Hämtad
från
från
Hämtad
från
ST1.
(2008).
Shell
MGO
(DMA)
0.1%S
Säkerhetsdatablad.
Hämtad
http://www.st1.se/documents/10180/1065c364-1ac9-4e68-86ac-6e1b620198e9
från
FN. (1992). United Nations Framework Convention on Climate Change. Hämtad från
http://unfccc.int/resource/docs/convkp/conveng.pdf
FN. (2012). The Future We Want: Outcome document adopted at Rio+20. Hämtad från
http://www.uncsd2012.org/thefuturewewant.html
McKinnon, A. (2015, februari, 16). CO2 Emissions from Freight Transport: An Analysis of UK
Data hämtat från http://www.greenlogistics.org/SiteResources/d82cc048-4b92-4c2a-a014af1eea7d76d0_CO2%20Emissions%20from%20Freight%20Transport%20%20An%20Analysis%20of%20UK%20Data.pdf
Eurostat. (2013). Energy, transport and environment indicators. Hämtad
http://ec.europa.eu/eurostat/documents/3930297/5968878/KS-DK-13-001-EN.PDF
från
Energimyndigheten. (2014a). Transportsektorns energianvändning 2013. Hämtad från
http://www.energimyndigheten.se/Global/Statistik/Transportsektorns%20energianv%C3%A4ndn
ing%202013.pdf
Energimyndigheten.
(2014b).
Drivmedel
i
Sverige
2013.
Hämtad
från
http://www.energimyndigheten.se/Global/F%C3%B6retag/H%C3%A5llbara%20br%C3%A4nsle
n/2.%20DML/Rapport/140924_Drivmedel_Sverige_2013.pdf
9.3. Tryckt litteratur Baumann, H., & Tillman, A. (2009). The hitch hiker's guide to LCA. Lund: Studentlitteratur.
Beamon, B. (1998). Supply chain design and analysis. International Journal Of Production
Economics, 55(3), 281-294
Bengtsson, S., Fridell, E., & Andersson, K. (2013). Fuels for short sea shipping: A comparative
assessment with focus on environmental impact. Proceedings Of The Institution Of Mechanical
Engineers, Part M: Journal Of Engineering For The Maritime Environment, 228(1), 44-54
Brundtland, G. M. (1988) Vår gemensamma framtid. Stockholm: Prisma, Tiden
Ćirović, G., Pamučar, D., & Božanić, D. (2014). Green logistic vehicle routing problem: Routing
light delivery vehicles in urban areas using a neuro-fuzzy model. Expert Systems With
Applications, 41(9), 4245-4258
Clarke, G., & Wright, J. (1964). Scheduling of Vehicles from a Central Depot to a Number of
Delivery Points. Operations Research, 12(4), 568-581
de Vries, M., & de Boer, I. (2010). Comparing environmental impacts for livestock products: A
review of life cycle assessments. Livestock Science, 128(1-3), 1-11
37
Elhedhli, S., & Merrick, R. (2012). Green supply chain network design to reduce carbon
emissions. Transportation Research Part D: Transport And Environment, 17(5), 370-379
Franks, T. (1996). From Millennium Development Goals to Sustainable Development Goals. Sust
Dev. , ss. 2206-2211
Franks, T. (1996). MANAGING SUSTAINABLE DEVELOPMENT: DEFINITIONS,
PARADIGMS, AND DIMENSIONS. Sust. Dev., 4(2), 53-60
Fridell, E., Belhaj, M., Wolf, C., & Jerksjö, M. (2011). Calculation of external costs for freight
transport. Transportation Planning And Technology, 34(5), 413-432.
Garnett, T. (2015). The food miles debate: Is shorter better?. In A. McKinnon, M. Browne, M.
Piecyk & A. Whiteing (Eds.), Green logistics (358-374). London. Kogan Page
Geerlings, H., & van Duin, R. (2011). A new method for assessing CO2-emissions from
container terminals: a promising approach applied in Rotterdam. Journal Of Cleaner
Production, 19(6-7), 657-666.
Gibbs, D., Rigot-Muller, P., Mangan, J., & Lalwani, C. (2014). The role of sea ports in end-toend maritime transport chain emissions. Energy Policy, 64, 337-348
Harris, I., Sanchez-Rodrigues, V., Naim, M. & Mumford, C. (2015). Restructuring road freight
networks within supply chain. In A. McKinnon, M. Browne, M. Piecyk & A. Whiteing (Eds.),
Green logistics (123-147). London. Kogan Page
Lindgren, M., Larsson, G., & Hansson, P.-A., (2010). Evaluation of factors influencing emissions
from tractors and construction equipment during realistic work operations using diesel fuel and
bio-fuels as substitute. Biosystems Engineering, 107(2), 123-130
Mattila, T., & Antikainen, R. (2011). Backcasting sustainable freight transport systems for
Europe in 2050. Energy Policy, 39(3), 1241-1248
McKinnon, A., Browne, M., Piecyk, M., & Whiteing, A. (2015) Green Logistics. London: Kogan
Page
Piecyk, M. (2015). Assessing the external impacts of freight transport. In A. McKinnon, M.
Browne, M. Piecyk & A. Whiteing (Eds.), Green logistics (55-79). London. Kogan Page
Piecyk, M., Cullinane, S. & Edwards, J. (2015a). Assessing the external impacts of freight
transport. In A. McKinnon, M. Browne, M. Piecyk & A. Whiteing (Eds.), Green logistics (148164). London. Kogan Page
Piecyk, M., McKinnon, A. & Allen, J. (2015b). Evaluating and Internalizing the Environmental
Costs of Logistics. In A. McKinnon, M. Browne, M. Piecyk & A. Whiteing (Eds.), Green
logistics (148-164). London. Kogan Page
Piecyk, M., McKinnon, A., (2010). Forecasting the carbon footprint of road freight transport in
2020. International Journal of Production Economics, 128(1), 31-42
Rockström, J., Steffen, W., Noone, K., Persson, Å., Chapin, F., & Lambin, E. et al. (2009). A
safe operating space for humanity. Nature, 461(7263), 472-475.
Rydh, C., Lindahl, M., & Tingström, J. (2002). Livscykelanalys. Lund. Studentlitteratur.
38
Steffen, W., Richardson, K., Rockstrom, J., Cornell, S., Fetzer, I., & Bennett, E. et al. (2015).
Planetary boundaries: Guiding human development on a changing planet. Science, 347(6223),
1259855-1259855.
Ubeda, S., Arcelus, F., & Faulin, J. (2011). Green logistics at Eroski: A case study. International
Journal Of Production Economics, 131(1), 44-51
Woodburn, A. & Whiteing, A. (2015). Transferring freight to ’greener’ transport modes. In A.
McKinnon, M. Browne, M. Piecyk & A. Whiteing (Eds.), Green logistics (148-164). London.
Kogan Page
Wu, H., Dunn, S. C. (1995). Environmentally responsible logistics systems. International Journal
of Physical Distribution & Logistics Management, 25(2), 20-38.
39