EXAMENSARBETE - pure.ltu.se - Luleå tekniska universitet
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
© Copyright 2024