Ergänzung der Gewichtungsmethode für …Ergänzungen zu UBP'97 für Mobilität, Doka Ökobilanzen,...

Ergänzung der Gewichtungsmethode für

Ökobilanzen

Umweltbelastungspunkte'97

zu Mobilitäts-UBP'97

Auftraggeber:

Bundesamt für Strassen ASTRA vertreten durch Thomas Gasser

Autor:

Gabor Doka Doka Ökobilanzen, Zürich

In Zusammenarbeit mit dem Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft BUWAL vertreten durch Norbert Eg l i

Zürich, August 2003 (kor rig ie rte Vers ion vom Dez 2008)

Ergänzungen zu UBP'97 für Mobilität, Doka Ökobilanzen, Zürich. August 2003 Seite 2

Inhaltsverzeichnis

1 DIE METHODE DER ÖKOLOGISCHEN KNAPPHEIT UBP'97 3 1.1.1 Prinzip der Berechnung der Ökofaktoren 3 1.1.2 Bewertete Umweltbelastungen in UBP'97 4

2 ERWEITERUNG VON UBP'97 ZU MUBP'97 6

2.1 Ökofaktor für Kohlenmonoxid CO 6 2.1.1 Berechnung des Ökofaktors für Kohlenmonoxid 7

2.2 Ökofaktor für Lärmbelastung 8 2.2.1 Belastungssituation 8 2.2.2 Auswirkungen von Lärm 9 2.2.3 Schallmessung 9 2.2.4 Berechnung des Ökofaktors für Lärmbelastung 10

2.3 Lärmbelastung aus Fahrzeugen 14 2.3.1 Überblick zur Herleitung der Methodik 14 2.3.2 Bisherige Arbeiten 16 2.3.3 Anpassungen für die vorliegenden Arbeit 18 2.3.4 Lärm-Typenprüftest 18 2.3.5 Extrapolation von Typenprüftestwerten zu Strassen-Lärmwerten 18 2.3.6 Altes Rechenmodell zur Voraussage von Strassenverkehrs-Lärm EMPA 86 22 2.3.7 Aktuelles Verkehrsaufkommen 23 2.3.8 Zusätzlicher Lärm durch ein einzelnes Fahrzeug 23 2.3.9 Zusätzliches Verkehrsaufkommen 28 2.3.10 Zusätzliche Lärmbelästigte pro Dezibel Erhöhung 29 2.3.11 Vereinfachte Formel Lärmbewertung 29

2.4 Resultate Belastungen durch Lärm 30

3 RELEVANZ DER AUFTEILUNG DER HC-EMISSIONEN 32

4 BELASTUNGEN AUS DER PRECOMBUSTION 38

5 ZUSAMMENFASSUNG UND EMPFOHLENES VORGEHEN 41

ANHANG A 42

ANHANG B 44

ANHANG C 45

ANHANG D 46

LITERATUR 47


1 Die Methode der ökologischen Knappheit UBP'97

Die Methode der ökologischen Knappheit (UBP'97)1 kann eine Vielzahl von Umweltbelastungen bewerten und aggregieren. Sie orientiert sich dabei an den Zielsetzungen der Schweizerischen Umweltpolitik [BUWAL 1998A]. Hier sollen neu auch die Lärmbelastung und Kohlenmonoxid berücksichtigt werden. Diese in Anlehnung der bestehenden UBP-Methodik erweiterte Bewertungs-Methode wird als 'MUBP'97' bezeichnet2.

Die Methode der ökologischen Knappheit UBP'97 stellt eine der Möglichkeiten dar, die Bewertung von Ökobilanzdaten transparent und nachvollziehbar nach einem einheitlichen Prinzip vorzunehmen. Der Ökofaktor dient als Gewichtungsmass für die potentielle ökologische Schädlichkeit einer Einwirkung. Ökofaktoren erlauben eine Zusammenfassung oder Aggregierung verschiedener Umwelteinwirkungen auf eine einzige Skala. Werden verschiedene Einwirkungen (wie z.B. kg Stickoxide, kg Kohlendioxid oder Anzahl lärmbelasteter Personen) mit dem entsprechenden Gewichtungsfaktor multipliziert, ergeben sich Umweltbelastungen in einer einheitlichen 'Währung der Umweltschädlichkeit', welche addiert werden kann. Diese 'Währung' heisst Umweltbelastungspunkte oder UBP.

1.1.1 Prinzip der Berechnung der Ökofaktoren Ein Ökofaktor errechnet sich aus der Beziehung zwischen gesamter aktueller Belastung (F) und der maximal zulässigen oder kritischen Belastung (Fk) in der Schweiz. Verschiedene Ökofaktoren werden zu jeder betrachteten Umwelteinwirkung berechnet. Die Ökofaktoren stellen somit Gewichtungsfaktoren dar, welche die Schwere der Umweltschädlichkeit einer Einwirkung abbilden. Dieses Vorgehen wird auch als 'distance-to-target'-Gewichtung bezeichnet.

Ökofaktor =1 UBP

Fk!F

Fk !c

wobei:

UBP = Umweltbelastungspunkt

F = Aktuelle jährliche Fracht einer Umwelteinwirkung in einem Gebiet während eines Jahres [Belastung pro Jahr]

Fk = Kritische bzw. gerade noch akzeptable Fracht einer Umwelteinwirkung in einem Gebiet während eines Jahres [kritische Belastung pro Jahr]

c = Skalierungsfaktor für bessere Handhabbarkeit, [1012 pro Jahr]

1 Auch bekannt als "Umweltbelastungspunkte-Methode" "UBP-Methode", "BUWAL-Methode", "Environmental

scarcity", "Ecological scarcity", "Eco-scarcity". Die Methode wurde auch in anderen Ländern adaptiert (Holland, Norwegen, Belgien, Schweden). Die ursprüngliche Methode stammt aus dem Jahr 1984, und wurde 1990 und 1997 aktualisiert und erweitert.

2 'MUBP'97' bedeutet 'Mobilitäts-Umweltbelastungspunkte Version 1997', d.h. die Gewichtungsfaktoren für ökologische Belastungen beziehen sich auf die Umweltsituation in der Schweiz 1997


Der erste Term (1/Fk) setzt die Umwelteinwirkung in Relation zu der als kritisch d.h. für die Schweiz als gerade noch verträglich erachteten Gesamtfracht. Dadurch wird die Teilfrage beantwortet, wie bedeutend eine bestimmte Einwirkung im Verhältnis zur kritischen Fracht ist (Normierung).

Der zweite Term (F/Fk) gibt an, wie stark die heute aktuellen Gesamtfrachten der Schweiz reduziert werden müssten, um die kritische Fracht zu erreichen (geforderter Reduktionsfaktor). Der zweite Term gibt dadurch an, wie schwerwiegend der betreffende Umwelteffekt heute in der Schweiz anzusehen ist3.

Der dritte Term c ist lediglich ein Skalierungsfaktor der leicht handhabbare Dezimalzahlen liefert.

Die aktuellen Belastungen F werden hier auf das Jahr 1997 bezogen. Da das Bezugsjahr in späteren Aktualisierungen gewechselt werden kann, wird es auch in der abgekürzten Methodenbezeichnung quasi als Versionsnummer angegeben (MUBP'97). Die kritischen Flüsse Fk werden dabei auf Zielsetzungen der Schweizerischen Umweltpolitik abgestützt. Bei Luftschadstoffen beispielsweise auf die von der Luftreinhalteverordnung LRV gesamtschweizerisch geforderten Qualitätsziele4, aus welchen sich Immissionsgrenzwerte dieser Schadstoffe ableiten. Die Einheit des Ökofaktors beträgt 'Umweltbelastungspunkte pro Masseinheit der Umwelteinwirkung'.

Beispiel: Berechnung des Ökofaktors für Stickoxide (NOx). Masseinheit der Umwelteinwirkung sei Kilogramm NOx.

Der jährliche aktuelle Ausstoss an Stickoxiden (1997) in der Schweiz beträgt 136'000 Tonnen NOx.

F = 136'000'000 kg NOx /a

Als kritische Belastung wird ein jährlicher Ausstoss von 45'000 Tonnen angesehen. Mit diesem Wert können die Immissionsgrenzwerte der Luftreinhalteverordnung LRV für Ozon, an dessen Bildung die Stickoxide beteiligt sind, eingehalten werden.

Fk = 45'000'000 kg NOx /a

Der Ökofaktor für NOx berechnet sich damit zu:

1 UBP

45' 000' 000 kg /a!136' 000' 000 kg /a

45' 000' 000 kg /a !10

12/a = 67' 000UBP / kgNOx

Bei einer Emission von 1 kg Stickoxid ist also eine Umweltbelastung von 67'000 Umweltbelastungspunkten zu verbuchen.

1.1.2 Bewertete Umweltbelastungen in UBP'97 Folgende Umweltbelastungen werden in der UBP'97-Methode nach demselben Prinzip bewertet:

3 Z.B. Schwefeldioxidemissionen, welche heute (1997) "nur" 35% über der kritischen Fracht liegen (Reduktionsfaktor

1.35) werden so weniger stark bewertet, als Stickoxidemissionen, welche 200% über der kritischen Fracht liegen (Reduktionsfaktor 3).

4 Beispielsweise fordert die LRV für den Schwefeldioxidausstoss der Schweiz eine Rückkehr auf den Stand von 1950. Die Zielwerte sind jedoch nicht frei von der politischen Einflussnahme von Interessengruppen.


Umweltbelastung (in der UBP'97-Methode) Kritischer Effekt Emissionen in die Luft Ammoniak NH3 Gesamtdeposition Stickstoff (Versauerung und

Überdüngung) Blei Pb Bodenfruchtbarkeit, Humantoxizität Cadmium Cd Bodenfruchtbarkeit, Toxizität Chlorwasserstoff HCl Versauerung Fluorwasserstoff HF Versauerung Halogenkohlenwasserstoffe Gruppe I Treibhauseffekt Halogenkohlenwasserstoffe Gruppe II Ozonzerstörung Kohlendioxid CO2 Treibhauseffekt Lachgas N2O Treibhauseffekt Methan CH4 Treibhauseffekt NMVOC (Organika) Sommersmog Partikel PM10 (d<10µm) Atemwegsbeschwerden (wie Wintersmog) Quecksilber Hg Bodenfruchtbarkeit, Toxizität Schwefeldioxid SOx Versauerung Schwefelhexafluorid SF6 Treibhauseffekt Stickoxide NOx Sommersmog Zink Zn Pflanzenwachstum Emissionen in Wasser Blei Pb Toxizität Cadmium Cd Toxizität Chrom Cr Toxizität Gesamtstickstoff N Überdüngung Nordsee Halogenierte Organika AOX Toxizität Kupfer Cu Toxizität Nickel Ni Toxizität Nitrat NO3- Humantoxizität Organische Stoffe (DOC, COD, TOC) Überdüngung (Sauerstoffzehrung) Phosphor P Überdüngung (Algenwachstum) Quecksilber Hg Toxizität Zink Zn Toxizität Emissionen in Boden Blei Pb (analog Luftemissionen) Cadmium Cd (analog Luftemissionen) Chrom Cr Bodenakkumulation Kobalt Co Bodenakkumulation Kupfer Cu Bodenakkumulation Nickel Ni Bodenakkumulation Quecksilber Hg (analog Luftemissionen) Thallium Tl Bodenakkumulation Zink Zn (analog Luftemissionen) Knappe Umweltgüter Deponieraum Knappheit der Deponiestandorte Endlagerraum Knappheit der Endlagerstandorte Primärenergieträger Ressourcenbeanspruchung nach Energieinhalt


Halogenkohlenwasserstoffe Gruppe I (bewertet gemäss Treibhausgaspotential) FKW: R23, R32, R41, R43-10mee, R125, R134, R134a, R143, R143a, R152a, R227ea, R236fa, R245ca FCKW: R22, R124, R142b Perfluorierte: CF4, C2F6, C3F8, C4F10, C-C4F8, C5F14, C6F14 Halogenkohlenwasserstoffe Gruppe II (bewertet gemäss Ozonzerstörungspotential) FKW: R11, R12, R13, R111, R112, R113, R114, R115, R211, R212, R213, R214, R215, R216, R217 FCKW: R123, R141b Halone: H1211, H1301, H2402 Weitere: CCl4, CHBr3, Methylchloroform C2H3Cl3 Tab. 1.1 Berücksichtigte Umwelteffekte in der UBP'97-Methode

2 Erweiterung von UBP'97 zu MUBP'97 In der UBP'97 werden eine hohe Anzahl Umwelteffekte berücksichtigt. Trotzdem besteht ein Schwerpunkt auf Schadstoff-basierten Schäden. Andere, nichtstoffliche Belastungen werden damit kaum berücksichtigt (Ausnahme: Deponieraum und Ressourcenbeanspruchung). Automobile erzeugen jedoch neben Schadstoffen auch andere Umweltbelastungen. Es sind dies alle Umweltbelastungen, welche übrigbleiben, wenn man sich ein hypothetisches Zero-Emission Fahrzeug mit einem Treibstoffbedarf von Null vorstellt: Lärmemissionen von Reifen, Motor und Karosserie, Belastung durch Verkehrsunfälle, Flächenverbrauch durch Strasseninfrastruktur und Parkplätze, Landschaftszerschneidung durch Strassen. Diese Schäden können mit UBP'97 nicht bewertet werden. Daher soll die Methode erweitert werden, um einige dieser Schäden in der Bilanz berücksichtigen zu können.

In der neu kreierten Bewertungsmethode MUBP'97 werden zusätzlich zu den in der UBP'97-Methode erfassten Umweltbelastungen folgende Umweltbelastungen bewertet.

Umweltbelastung (zusätzlich in der MUBP'97-Methode)

Kritischer Effekt Ökofaktor

Emissionen in die Luft Kohlenmonoxid CO Herz- und Kreislaufbelastung

Mensch 1012 MUBP / kg Kohlenmonoxid

Gesundheitsschäden am Mensch Lärm Betroffene 'stark gestörte'

Anwohner 433'712 MUBP/ gestörte Person (Tags) 238'626 MUBP/ gestörte Person (Nachts)

Tab. 2.1 Umwelteffekte, welche in der Bewertungsmethode MUBP'97 zusätzlich zu denjenigen der UBP'97-Methode, berücksichtigt werden.

Für die Herleitung der bereits bestehenden Ökofaktoren sei auf die Originalpublikation [BUWAL 1998A] verwiesen. Die Ökofaktoren der hier neu bewerteten Umweltbelastungen werden unten hergeleitet. Die Einheit oder Währung der bewerteten Umweltschäden sind immer noch 'Punkte', welche mit den Punkten der alten Methode kompatibel und addierbar sind. Zur deutlichen Unterscheidung wird die ergänzte Methodik neu mit 'Mobilitäts-Umweltbelastungspunkte' oder MUBP bezeichnet.

2.1 Ökofaktor für Kohlenmonoxid CO Kohlenmonoxid (CO) ist ein Luftschadstoff, welcher bei der unvollständigen Verbrennung von kohlenstoffhaltigen Brenn- und Treibstoffen entsteht. Seine Umweltwirkung besteht vor allem in der direkten Giftwirkung auf den


Menschen5. In den 50er und 60er Jahren führt die starke Verkehrszunahme zu einem starken Anstieg der Kohlenmonoxid-Belastung. Nach einem Maximum 1975 erfolgte eine Trendwende und eine stetige Abnahme der Belastung.

0

200'000

400'000

600'000

800'000

1'000'000

1'200'000

1'400'000

1'600'000 Verkehr

Ind/Gewerbe

Land/Forstw.

Haushalte

Total

Fig. 2.1 Zeitlicher Verlauf und Quellen der Kohlenmonoxidbelastung der Schweiz [BUWAL 2000A]

Im Jahre 1986 erstellte der Bundesrat das Luftreinhalte-Konzept (LRK). In diesem Bericht setzte er sich unter anderem das Ziel, die jährlichen Emissionen von Kohlenmonoxid mindestens auf den Stand von 1960 zu reduzieren. Dieses Ziel wurde Ende der 80er Jahre erreicht. Die Kohlenmonoxid-Belastung wird heute gesamtschweizerisch als unkritisch betrachtet. Die Gesamtbelastung ist heute (2000) etwa halb so gross wie 1960.

Trotzdem beträgt der Anteil des Verkehrs an der Gesamtbelastung rund 50%. Und weiterhin ist Kohlenmonoxid ein für PKWs reglementierter Abgas-Schadstoff. Obwohl seine Bedeutung gesamthaft eher unwesentlich ist, wird hier zur Vollständigkeit ein Ökofaktor für Kohlenmonoxid hergeleitet.

2.1.1 Berechnung des Ökofaktors für Kohlenmonoxid Aktueller Fluss: Die gesamten, jährlichen CO-Emissionen der Schweiz betrugen 1997 rund 682 Mio. kg [BUWAL 2000A].

Kritischer Fluss: Als kritische Belastung mit Kohlenmonoxid wurde in der LRV der Stand von 1960 betrachtet. Die gesamten, jährlichen CO-Emissionen der Schweiz betrugen 1960 rund 788 Mio. kg [BUWAL 2000A].

Ökofaktor: Pro Kilogramm Kohlenmonoxid-Emission muss demnach eine Umweltbelastung von 1012 MUBP verbucht werden6.

5 CO bindet sich stark an das Hämoglobin der roten Blutkörperchen an Stelle von Sauerstoff. Es behindert so den

Sauerstofftransport im Körper und belastet dadurch Herz und Kreislauf. 6 Kohlenmonoxid wird kurzfristig in der Atmosphäre zu Kohlendioxid CO2 umgewandelt und hat somit auch eine

Wirkung als Treibhausgas. Daher kann aus dem Ökofaktor des Treibhausgases Kohlendioxid (200 UBP/kg CO2) ein


Ökofaktor Kohlenmonoxid = 1012 UBP / kg CO

2.2 Ökofaktor für Lärmbelastung

2.2.1 Belastungssituation Lärm ist unerwünschter, unangenehmer oder schädigender Schall7. Gemäss BUWAL waren 1985 etwa 11 Prozent der Bevölkerung tagsüber Lärmwerten des Strassenverkehrs ausgesetzt, die 60dB überschreiten (IGW LSV8). Nachts waren 11.8 Prozent der Bevölkerung Lärmwerten über 50dB ausgesetzt. Gemäss Messungen in 1995 für den ganzen Kanton Zürich, leben tagsüber 18 Prozent der Bevölkerung mit Werten über 60dB, und nachts 24 Prozent mit Werten über 50dB. D.h. obwohl die einzelnen Fahrzeuge leiser geworden sind, ist die Gesamtbelastung gestiegen, weil das Verkehrsaufkommen schneller gewachsen ist, als die Lärmminderung in den einzelnen Fahrzeugen.

An über 3000 Kilometer Strassen in Wohngebieten liegen die Lärmwerte tagsüber höher als 65 dB, an 800 Kilometern höher als 70 dB und an rund 50 Kilometern höher als 75 dB (Stand 1990) [BUWAL et al. 1996].

alternativer Ökofaktor für Kohlenmonoxid abgleitet werden. Pro Kilogramm CO entstehen 1.57 Kilogramm CO2; der Ökofaktor von CO kann daher alternativ zu 314 UBP/kg CO bestimmt werden. Dies ist weniger als der oben bestimmte Ökofaktor von 1012 UBP/kg CO. Im Rahmen der Methode der ökologischen Knappheit ist es üblich, beim Vorliegen mehrerer Wirkungen einer Substanz diejenige Wirkung zur Berechnung des Ökofaktors zu verwenden, welche den grösseren Ökofaktor ergibt [BUWAL 1998A:12]. So wird der empfindlichste Schaden, den die Substanz erzeugen kann, bewertet [BUWAL 1998A:24]. Kombinationswirkungen einer Substanz werden so aber in der Bilanz nicht abgebildet, was als Mangel empfunden werden kann. Um möglichst konsistent zur originalen UBP'97-Methodik zu bleiben, wird hier ebenfalls nur der grössere Ökofaktor von 1012 UBP/kg CO zur Bewertung von Kohlenmonoxidemissionen verwendet.

7 Das Wort "Lärm" geht auf das Wort "Alarm" zurück, welches vom französischen bzw. italienischen Schlachtruf "à l'arme/all' arme!" (zu den Waffen!) stammt.

8 Immissionsgrenzwert IGW der Lärmschutzverordung LSV für Wohngebiete tagsüber.


Fig. 2.2 Lärmbarometer: Schallpegel verschiedener Geräte/Situationen und menschliches Empfinden [BUWAL et

al. 1996]

2.2.2 Auswirkungen von Lärm Die schädliche Wirkung von überlautem Schall auf das Gehör ist wissenschaftlich fundiert erforscht und heute auch der breiten Bevölkerung bewusst. Schwieriger nachzuweisen und deshalb auch weniger bekannt ist hingegen die Tatsache, dass sich Lärm bereits schädlich auswirken kann, bevor er als deutlich lästig empfunden wird. Die als vegetative Funktionsstörungen bekannten Effekte sind wissenschaftlich nachzuweisen. Sie äussern sich in Veränderungen von Herzschlagfrequenz, Blutdruck, peripherer Durchblutung und Atmung. Trotz schwieriger Zuordnung von vegetativen Reaktionen zu Gesundheitsschäden ist der Zusammenhang heute eindeutig erwiesen. So schätzt man, dass in Deutschland etwa 2% der Herzinfarkte durch Lärm bedingt sind. Die häufige Aussage, wonach man sich mit der Zeit selbst an übermässigen Lärm gewöhne, trifft mit Sicherheit nicht zu. Die gesundheitlichen Wirkungen des Lärms führen neben Kosten für ärztliche Behandlung und Medikamente zu ökonomischen Produktionseinbussen, da Lärm die Konzentration senkt. Die Konzentrationsschwächen können das Unfallrisiko erhöhen.

Lärm verursacht zudem teilweise schwer bezifferbare oder nicht in Geldwerten zu fassende Kosten: durch seine Wirkung auf Bauten-und Grundstücknutzung sowie durch unter Umständen ausgelöste Lärmflucht. Bauten können durch Lärm an Wert verlieren: Wohnungsmieten liegen in lärmbelasteten Gebieten tendenziell tiefer als in ruhigeren [BUWAL et al. 1996].

2.2.3 Schallmessung Schalle sind schnelle Schwankungen des Luftdrucks, die sich als Wellen (Schallwellen) fortbewegen. Der Schalldruckpegel wird in Dezibel (dB) angegeben. Schallmessungen können sehr komplex sein, da viele Faktoren bestimmen, wie ein Schall vom menschlichen Ohr aufgenommen und verarbeitet wird. Um dem menschlichen Hörempfinden möglichst nahe zu kommen, werden die gemessenen, physikalischen Werte je nach Art des Schalls angepasst: Bei gleichem Schalldruck empfinden hören Menschen tiefe und hohe Töne weniger laut als mittelhohe Töne. Die Schweiz und das Ausland verwenden zur Berechnung des Lärms den 'A-Filter', der die Werte tiefer und hoher Töne entsprechend korrigiert. Der Schalldruckpegel wird dann mit 'dB(A)' bezeichnet9.

9 In der vorliegenden Studie sind alle dB-Werte dB(A)-Werte.


Die dB-Skala verläuft logarithmisch10, das heisst, dass Schall von 60 Dezibel physikalisch zehnmal energiereicher ist als eine Beschallung mit 50 Dezibel. Eine Zunahme um 20 Dezibel entspricht einer Verhundertfachung der Schallenergie. Unsere Ohren nehmen sie aber subjektiv nur als etwa vier- bis fünfmal so laut wahr. Messungen in dB geben den Schalldruckpegel zu einem bestimmten Zeitpunkt an (Momentanwert) und sagen nichts aus über die Dauer der Belastung. Eine Annäherung an die tatsächlich erlebten Lärmimmissionen erfolgt über einen gemittelten Wert. Dieser Durchschnittswert, der energetisch mit der tatsächlichen Belastung gleichwertig (äquivalent) ist, wird als energieäquivalenter Dauerschallpegel oder Mittelungspegel (Leq) bezeichnet.

Weil beispielsweise Eisenbahnlärm bei gleichem physikalischem Mittelungspegel vom Menschen im allgemeinen als geringere Störung empfunden wird als Strassenlärm, trägt ein zusätzlicher Korrekturfaktor den unterschiedlichen Störwirkungen verschiedener Lärmarten Rechnung. Korrekturfaktoren sind in der Lärmschutzverordung LSV vorgeschrieben. Der so korrigierte Mittelungspegel heisst Beurteilungspegel (Lr).

2.2.4 Berechnung des Ökofaktors für Lärmbelastung Als Indikator für die Lärmbelastung wird hier 'Anzahl betroffene Personen' gewählt. Als lärmbetroffene Personen gelten Personen, welche gemäss auf Umfragen basierten Schätzungen ihre Lärmsituation subjektiv als 'stark störend' einstufen würden11.

Der Indikator ist in Übereinstimmung mit dem Indikator für Lärm in Wohngebieten, wie er vom Nationalen Forschungsprogramm NFP 41 'Transport und Umwelt' als Nachhaltigkeitskriterium vorgeschlagen wird 12.

Unüblich innerhalb der UBP-Methodik ist hier, dass der Indikator relativ nahe beim geschädigten, zu schützenden Subjekt (der Bevölkerung) gewählt wird und nicht bei der Emmissions-Quelle (den Fahrzeugen). Solange es aber zum Indikator einen gesetzlich verbindlichen, kritischen Ziel- oder Grenzwert gibt, ist das Verfahren konsistent13.

Kritische Fracht:

Die Immissionsgrenzwerte IGW der Lärmschutzverordung LSV sind so gesetzt, dass bei Erreichen der Immissionsgrenzwerte 15%-25% der Bevölkerung 'stark gestört' sind [Hoffmann 1999]. Dies wird als gesetzliche Grenze der Zumutbarkeit verstanden14.Dabei werden jedoch beispielsweise lärmempfindliche Bevölkerungsteile nicht geschützt [Hoffmann 1999].

10 Bei einer gemessenen Schallleistung von P (in Watt) berechnet sich der Schallpegel Lp (in Dezibel) zu

10*log(P / Po); wobei Po die Bezugsschallleistung von 101 2 Watt. Po ist die menschliche Hörschwelle. 11 Genauer würden diese Personen auf einer Skala der Störung von 0 bis 10 die Werte 8, 9 oder 10 angeben. Die 'stark

gestörten' Personen werden englisch mit 'highly annoyed' HA bezeichnet. 12 Das Modul C5 "Criteria for Sustainable Transport" des NFP 41 schlägt als Lärm-Indikator "percent of excessively

affected people" vor; siehe http://www.snf.ch/nfp41/!PROJECT.S_E/Modcen.htm und http://www.ecoplan.ch/download/c5-e.ZIP.

13 In [Braunschweig et al. 1993] wurde der alternative Vorschlag gemacht, die Anzahl gefahrener Fahrzeug-Kilometer als Kriterium für die Lärmbelastung zu wählen, also eine 'emissions-nahe' Grösse. Die kritische Fracht müsste dabei so gewählt werden, dass alle Gebiete nicht stärker als der Immissions-Grenzwert der LSV beschallt werden (Absicht der Gesetzgebung). Ein Problem bei diesem Indikator ist, dass die kritische Fracht (Fzkm/a) technologieabhängig wird. Werden Fahrzeuge gesamthaft leiser, steigt die zulässige kritische Fracht. In diesem Sinne wäre der Indikator nicht für eine 'ökologische Knappheit' (Belastungsgrenze der Umwelt) sondern für eine 'technisch-ökonomische Knappheit' (Fähigkeit der Technik und des Marktes bestehende Lärm-Gesetze zu erfüllen) formuliert. Dies wird vom Autor als inkonsistent empfunden. Der Ansatz wird daher hier nicht weiter verfolgt.

14 "Die Immissionsgrenzwerte für Lärm ... sind so festzulegen, dass nach dem Stand der Wissenschaft oder der Erfahrung Immissionen unterhalb dieser Werte die Bevölkerung in ihrem Wohlbefinden nicht erheblich stören. (USG Art.15)". Eine 'nicht erhebliche' Störung wurde von der LSV bei einer 'starken Störung' von 15%-25% der


Diese Vorgabe kann als kritischer Zielwert der Schweizer Umweltgesetzgebung verstanden werden. Hier wird angenommen, dass ein Anteil der Bevölkerung von 20% 'stark lärmgestörter' Personen als kritische Belastung gilt. Bei einer aktuellen Bevölkerung von 7.062 Mio. Einwohnern (1997) macht dies 1.412 Mio. 'stark lärmgestörte' Personen. Dieser Wert gilt sowohl für die Belastung während der Nacht als auch am Tag.

Fk = 1'412'000 stark lärmgestörte Personen/a

Da die kritische Fracht im Bereich 15–25% der Bevölkerung liegen kann, kann die kritische Fracht zwischen 1'059'000 und 1'766'000 stark lärmgestörten Personen/a variieren.

Aktuelle Fracht:

Die Auswirkungen von Lärm können in Effektkurven gezeigt werden, welche den Anteil stark gestörter Personen in Abhängigkeit der gemessenen Lärmpegel darstellen. In Fig. 2.3 sind die Ausmasse der (subjektiven) Beeinträchtigungen, welche Personen im Innenraum von Gebäuden erleiden gegen die im Aussenraum gemessenen Dauerschallpegel Leq aufgetragen [Olivia 1998:118]. Die vom Lärm gestörten Aktivitäten sind: Schlafen, Radiohören, Sprechen und Erholung.

Bevölkerung postuliert [Hoffmann 1999]. Dies erscheint als eine eher lockere Interpretation des Gesetzestextes. Schäden durch Lärm werden also eher gering bewertet.


-

10

20

30

40

50

60

50 53 56 59 62 65 68

Dauerpegel Leq dB Aussenraum

Schlafen

Radiohören

Sprechen

Erholung

Fig. 2.3 Ausmasse der (subjektiven) Beeinträchtigungen, welche Personen im Innenraum von Gebäuden erleiden

gegen die im Aussenraum gemessenen Dauerschallpegel Leq [Olivia 1998:118]

Im Folgenden werden Lärmstörungen in der Nacht und am Tag unterschieden. Die Beeinträchtigung während des Tages besteht in der Behinderung von Gesprächen15. Während der Nacht wird der Schlaf gestört. Um die aktuelle Belastung der Bevölkerung zu ermitteln müssen zwei Umstände bekannt sein:

- Die Anzahl Personen, welche Gegenden mit einem gewissen Mittelpegel bewohnen (Exposition) und

- der Anteil der Bevölkerung, welcher sich bei einem bestimmten Mittelpegel als 'stark gestört' bezeichnet (Effektkurve).

Die Anzahl stark gestörter Personen ergibt sich dann durch Multiplikation dieser beiden Grössen.

Die Verteilung der Bevölkerung nach der Aussenraumbelastung (Exposition) wurde in [Müller-Wenk 1999] für die Schweiz aus Daten des Lärmübersichtskatasters Kantons Zürich [Angst et al. 1998] extrapoliert.

15 [Müller-Wenk 1999] erläutert, dass aus Sicht der Effektanalyse ein Schaden vorliegt, wenn

Verständigungsschwierigkeiten aufgrund eines erkrankten, schwachen Gehörs oder – wie hier – aufgrund äusserer Umstände bestehen.


0

50'000

100'000

150'000

200'000

250'000

300'000

350'000

400'000

450'000

Mittelpegel Leq

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

Tags

Fig. 2.4 Kombinationsgrafik: Verteilung der Schweizer Bevölkerung nach der Aussenraumbelastung während des

Tages (=Exposition, hohe Säulen), der Effektkurve '% stark gestörte Bevölkerung' vs. Mittelpegel Leq (Linie), dem Anteil 'stark gestörter' Einwohner (kleine Säulen), und der über dem gesetzlichen Grenzwert von 60dB lebenden Bevölkerungsanteil (nicht schraffierte, hohe Säulen).

0

50'000

100'000

150'000

200'000

250'000

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400'000

450'000

Mittelungspegel Leq

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30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

Nacht

s

Fig. 2.5 Kombinationsgrafik: Verteilung der Schweizer Bevölkerung nach der Aussenraumbelastung während der

Nacht (hohe Säulen), der Effektkurve '% stark gestörte Bevölkerung' vs. Mittelpegel Leq (Linie), dem Anteil 'stark gestörter' Einwohner (kleine Säulen), und der über dem gesetzlichen Grenzwert von 50dB lebenden Bevölkerungsanteil (nicht schraffierte, hohe Säulen).

Aus den Angaben in [Olivia 1998:118] für 'Sprechen' und 'Schlafen' werden Effektkurven für Tag und Nacht-Situationen hergeleitet. Die angepasste Kurve wird als quadratisches Polynom angesetzt.


y = 0.0394x2 - 2.4295x + 32.921

y = 0.0435x2 - 2.9394x + 41.726

0

5

10

15

20

25

30

35

40

40 45 50 55 60 65 70

Mittelpegel Leq

Schlafen

Sprechen

Fig. 2.6 Effektkurve '% stark gestörte Bevölkerung' vs. Mittelpegel Leq für Tag und Nacht. Nach Daten von [Olivia

1998]

Die Multiplikation der Anteile der Effektkurve mit den den entsprechenden Mittelpegeln ausgestzten Personen ergibt die gesamte Anzahl stark lärmgestörter Personen.

Aktuell stark lärmgestörte Personen TAGS: F(Tags) = 865'202 Personen/a

Aktuell stark lärmgestörte Personen NACHTS: F(Nachts) = 476'029 Personen/a

Werden diese Werte als aktuelle Frachten F verwendet, ergeben sich (mit kritischer Fracht jeweils 20% der Bevölkerung = 1'412'000 Personen) folgende Ökofaktoren16:

Ökofaktor Lärm-TAGS: 433'712 MUBP pro gestörte Person

Ökofaktor Lärm-NACHTS: 238'626 MUBP pro gestörte Person

Da die kritische Fracht zwischen 1'059'000 und 1'766'000 Pers./a variieren kann, können auch die Ökofaktoren zwischen 64% und 177% der oben angegebenen Werte variieren.

Hier wurden die Ökofaktoren für Lärm hergeleitet. Wie die Lärmbewertung für einzelne Fahrzeuge durchzuführen ist, d.h. wie die Anzahl zusätzlich lärmgestörter Personen pro gefahrenen Fahrzeugkilometer berechnet wird, ist in Kapitel 2.3 'Lärmbelastung' auf Seite 14 detailliert .

2.3 Lärmbelastung aus Fahrzeugen

2.3.1 Überblick zur Herleitung der Methodik In Fig. 2.7 ist ein Überblick aller Elemente der Methodik der Lärmbewertung einzelner Fahrzeuge abgebildet. Die nötigen Berechnungen sind komplex und werden in den folgenden Kapiteln ausführlich erläutert.

16 Es fällt auf, dass der Ökofaktor für in der Nacht gestörte Personen kleiner ausfällt als der entsprechende für den Tag.

Dies ist darauf zurückzuführen, dass aktuell in der Nacht weniger Personen gestört sind als am Tag. Zwar leben in der Nacht mehr Personen über dem IGW von 50dB, als am Tag über 60dB. Die gefundene, aktuelle Effektkurve für die Nacht ist weniger gravierend als dies die LSV nahelegt, i.e. beim IGW von 50dB sind gemäss Effektkurve rund 10 Prozent 'stark belästigt' und nicht 15% bis 25%.


Im Grundsatz geht es bei der Lärmbewertung einzelner Fahrzeuge darum, aus dem fahrzeugspezifischen Lärm-Typenprüfwert (Box B in Fig. 2.7 oben rechts) eine Umweltbelastung pro zurückgelegten Fahrzeugkilometer (Fig. 2.7 unten) zu errechnen. Dies geschieht unter Bezugnahme auf die aktuelle Belastungs-Situation durch Strassenlärm in der Schweiz (Box A in Fig. 2.7 oben links).

Die einzelnen Elemente aus Fig. 2.7 sind in folgenden Kapiteln in diesem Bericht zu finden:

Box A • Lärmmodell Abschnitt 'Neues Strassenverkehrs-Lärmmodell StL-97' auf Seite 24 sowie auch Kapitel 2.3.6 'Altes Rechenmodell zur Voraussage von

Strassenverkehrs-Lärm EMPA 86' auf Seite 22 • Verkehrsaufkommen Kapitel 2.3.7 'Aktuelles Verkehrsaufkommen' auf Seite 23 Box B • Fahrzeug-Lärmwerte Kapitel 2.3.5 'Extrapolation von Typenprüftestwerten zu Strassen-

Lärmwerten' auf Seite 18 Box C • zusätzliches Aufkommen Abschnitt 'Mittelpegel bei +1 zusätzliches spezifisches Fahrzeug' auf Seite

26 Box D • Delta Leq Kapitel 2.3.8 'Zusätzlicher Lärm durch ein einzelnes Fahrzeug' auf Seite 23 Box E • Exposition Kapitel 2.2.4 'Berechnung des Ökofaktors für Lärmbelastung' auf Seite 10 • Effektkurve Kapitel 2.2.4 'Berechnung des Ökofaktors für Lärmbelastung' auf Seite 10 • Zusätzliche Belästigte Kapitel 2.3.10 'Zusätzliche Lärmbelästigte pro Dezibel Erhöhung' auf Seite

29 Box F • zusätzliche Fzkm Kapitel 2.3.9 'Zusätzliches Verkehrsaufkommen' auf Seite 28 Box G • Ökofaktor Kapitel 2.2.4 'Berechnung des Ökofaktors für Lärmbelastung' auf Seite 10 • Anteil Nachtfahrten Gemäss aktuellem Durchschnitt (Kapitel 2.3.7 'Aktuelles

Verkehrsaufkommen' auf Seite 23)

Eine Approximationsformel dieser komplexen Berechnung findet sich in Kapitel 2.3.11 'Vereinfachte Formel Lärmbewertung' auf Seite 29.


Fig. 2.7 Überblick zur Herleitung der Methodik der Lärmbewertung in der vorliegenden Arbeit. Dicke Pfeile bezeichnen die Hauptrichtung der Berechnung.

2.3.2 Bisherige Arbeiten Die Erfassung und Bewertung der Lärmbelastung von Fahrzeugen ist innerhalb von Ökobilanzen schwierig. Dies vor allem aufgrund der vergänglichen Natur des Schalls. Eine wegweisende und ausführliche Arbeit zu diesem Thema


wurde 1999 von Ruedi Müller-Wenk veröffentlicht [Müller-Wenk 1999, s. auch BUWAL 2002]. In dieser Arbeit wurde die Umweltbelastung durch Lärm in der Form von 'Gesundheitsschäden am Menschen pro gefahrenen Fahrzeugkilometer' hergeleitet. Die betrachteten Gesundheitsschäden sind dabei nur relativ leichte Beschwerden wie Schlafstörungen oder Kommunikationsstörungen. Aufgrund der weiten Verbreitung der Lärmbelastung summieren sich aber diese relativ kleinen Beschwerden zu grossen Belastungsmengen in der Gesamtbevölkerung, welche vergleichbar zu schweren, aber selteneren Erkrankungen sind. Als Skala für die Schwere dieser Gesundheitsschäden wurden in [Müller-Wenk 1999] die 'Disability adjusted life years' DALY17 gewählt. Im Gegensatz dazu wurde für die vorliegende Arbeit eine andere, mit der Lärmschutzverordnung kompatible Masseinheit gewählt, nämlich direkt die Anzahl stark lärmbelasteten Personen. Dieses Vorgehen wurde mit Ruedi Müller-Wenk als Autor der richtunggebenden Arbeit [Müller-Wenk 1999] sowie als einem der Urheber der ursprünglichen UBP'90-Methode bilateral diskutiert und für sinnvoll befunden.

In [Müller-Wenk 1999] wurden zusammengefasst folgende Elemente benötigt, um zu einer Bewertung zu kommen (vergleiche auch Fig. 2.7 auf Seite 16).

- Verkehrstatistik: Daten zum aktuellen Verkehrsaufkommen in der Schweiz (Fz/h) auf vier Strassenteilnetzen, Tag und Nacht, für PKW und LKW

- Lärmmodell: Prognosemodell für Lärmpegel in den Strassen aufgrund des Verkehrsaufkommens

- Lärm-Exposition der Bevölkerung: Statistik der Verteilung von Bewohnern gemäss Aussenlärmpegel (%Personen vs. Aussenlärmpegel)

- Empfindlichkeit: Beschwerdesituation von Bewohnern in Innenwohnräumen in Abhängigkeit des Aussenlärmpegels (sogenannte Effektkurve)

- Schaden: Aussage zur Schwere der Gesundheitsschäden belasteter Personen (disability weight).

Mittels des Lärmmodells wurde die Auswirkung einer rechnerischen Erhöhung der Jahres-Gesamtfahrleistung um 1000 Fzkm berechnet (Marginalanalyse). Aus dieser zusätzlichen Lärmbelastung ergeben sich zusätzliche 'stark lärmgestörte' Bewohner, und daraus zusätzliche Gesundheitschäden. Diese zusätzlichen Gesundheitsschäden sind direkt auf die erhöhte Fahrleistung (+1000 Fzkm) zurückzuführen. Somit ergibt sich aus dem Quotienten das Resultat 'Gesundheitsschäden pro Fzkm'18.

Ein Problem ist, dass im Rahmen von Ökobilanzen im allgemeinen nicht genau bekannt ist, wo genau eine Fahrt stattfindet. Führt eine Fahrt nur durch wenig bewohntes Gebiet so sind die Gesundheitsschäden am Menschen geringer als wenn eine Fahrt über dieselbe Entfernung und mit derselben Geschwindigkeit durch Stadtgebiet führt. Gelöst wurde dieses Problem von Müller-Wenk indem eine Ähnlichkeit des existierenden Verkehrsaufkommens und den unbekannten Wegen einer zusätzlichen Fahrleistungserhöhung angenommen wurde. D.h. die oben erwähnten +1000 Fzkm führen nicht auf einer konkreten Route über das Strassennetz der Schweiz, sondern erhöhen das Verkehrsaufkommen aller Strassen um einen konstanten Faktor. Dies ist möglich, da das Mass für das Verkehrsaufkommen in 'Fahrzeugen pro Stunde' (Fz/h) gemessen wird und auch leicht mit 'Bruchteilen zusätzlicher Fahrzeuge' gerechnet werden kann.

17 Anzahl Lebensjahre, welche mit Krankheit zugebracht wurden, gewichtet gemäss der Ernsthaftigkeit der Erkrankung. 18 D.h. es wurde mittels einer nummerischen Marginalanalyse die Steigung der Kurve 'Jahres-Gesamtfahrleistung vs

Lärmgesundheitsschäden' auf einem Punkt der Kurve bestimmt. Dieser Punkt entspricht dem Ort der aktuellen Jahres-Gesamtfahrleistung.


2.3.3 Anpassungen für die vorliegenden Arbeit Wie bereits in Kapitel 2.2.4 'Berechnung des Ökofaktors für Lärmbelastung' auf Seite 10 festgelegt, wird in dieser Studie der Lärmschaden aufgrund der Anzahl betroffenen, 'stark lärmgestörten' Personen bewertet, und nicht wie in [Müller-Wenk 1999]mit DALYs. Der Grund dafür ist, dass innerhalb der UBP/MUBP-Methodik nur auf verbindliche, politische Zielwerte abgestützt werden soll. Innerhalb der politischen Zielvorgaben der Schweiz gibt es keine Formulierung welche auf DALYs abstützt. Aus der LSV sind aber Zielvorgaben für die Anzahl lärmgestörter Personen ableitbar.

Ein weiteres Problem ist, dass die zusätzliche Fahrleistungserhöhung in [Müller-Wenk 1999] nur mit einem durchschnittlich lauten Fahrzeug vorgenommen wurde. Dieses durchschnittlich laute Fahrzeug ist vorgegeben durch das angewandte Lärmmodell Stl86 in [Müller-Wenk 1999] resp. Stl97 in der vorliegenden Studie. Für die vorliegende Arbeit sollen aber verschieden laute Fahrzeuge untersucht werden. Dieses Problem wird in Kapitel 2.3.5 'Extrapolation von Typenprüftestwerten zu Strassen-Lärmwerten' auf Seite 18 behandelt.

2.3.4 Lärm-Typenprüftest Seit 1973 müssen europaweit Neufahrzeuge Lärmgrenzwerte einhalten. Diese Grenzwerte wurden stetig von 82dB (1976) auf aktuell 74dB19 gesenkt. Für Automodelle werden Lärmwerte aus einem Typenprüftest angegeben. Bei diesem Test wird ein Fahrzeug in gerader Linie und mit 7.5 Meter Minimal-Abstand an einem Mikrophon vorbeigefahren. Das Fahrzeug nähert sich erst mit konstanter Geschwindigkeit von 50km/h dem Mikrophon. 10m vor dem Mikrophon wird Vollgas gegeben. Das Fahrzeug fährt am Mikrophon vorbei; das Gaspedal wird 10 Meter nach dem Mikrophon losgelassen. Der Test wird im 2. und 3. Gang durchgeführt. Der lauteste dabei gemessene Schallpegel gilt als Lärmwert. Die gemessenen Fahrzeuge müssen mit Reifen ausgestattet sein, welche vom Hersteller bei der Auslieferung typischerweise verwendet werden.

2.3.5 Extrapolation von Typenprüftestwerten zu Strassen-Lärmwerten

Der Messwert aus Typenprüftests kann nicht dem vom Fahrzeug erzeugten Lärmpegel im Strassenverkehr gleichgesetzt werden, da a) nicht ständig mit Vollgas gefahren wird und b) auch andere Geschwindigkeiten als 50km/h gefahren werden. Gelingt es aber aus dem Vollgas-Lärmwert einen typischen Wert für den Fahrzeug-'Strassenlärmpegel'20 bei 50km/h abzuleiten? Betrachten wir dazu die Verteilung der Lärmwerte aus den Typentests [UBA 1995].

19 Der Grenzwert beträgt für alle neu zugelassenen Fahrzeuge 74 dB, wobei für Diesel-Direkt-Einspritzer 75 dB zulässig

sind. 20 Der 'Strassenlärmpegel' bezeichnet hier den Lärmpegel eines Fahrzeuges im normalen Strassenverkehr (nicht im

Typenprüftest). Im Lärmmodell werden diese 'Strassenlärmpegel' als sogenannte 'Quellenteile' bezeichnet, welche den maximalen Pegel einer Einzeldurchfahrt in einer Strassenverkehrs-Situation bezeichnet. Da es sich bei diesen Werten um Maximalpegel handelt, werden die 'Quellenteile' in diesem Abschitt auch als Lpeak bezeichnet (im Gegensatz zum energieäquivalenten Dauerschallpegel Leq). Im Lärmmodell werden die Quellenteile (Lpeak) üblicherweise mit den Variablen E1 und E2 bezeichnet.


0

100

200

300

400

500

600

700

Typenwerte [dB]

Ottomotor

Diesel

Fig. 2.8 Verteilung der Lärmwerte aus den Typenprüftests. Vollgaswerte ab 50km/h im Abstand 7.5m [UBA 1995]

Im Mittel ergeben die Typenprüfwerte 73.59 dB für Ottomotor-PKW und 74.23 dB für Diesel-PKW. Bei einem Anteil von 7% Dieselfahrzeugen, ergibt sich ein Durchschnittswert von 73.64 dB. Wie verhält sich dieser durchschnittliche Prüfwert zu Messwerten von der Strasse? PKW-Messungen auf der Strasse ergeben bei etwa 50 km/h im Mittel Werte von 70.5dB [EMPA 1997:8]. Die Messungen erfolgten ebenfalls im Abstand 7.5m und sind in Fig. 2.9 gezeigt.

Fig. 2.9 Lärmpegelmessungen im realen Verkehr bei verschiedenen Geschwindigkeiten im Abstand von 7.5m

[EMPA 1997:8]

Auf den Strassen sind die Fahrzeuge bei 50km/h demnach im Mittel schätzungsweise etwa 3.14dB leiser als bei den Prüfwerten. Diese mittlere Differenz wird hier mit R bezeichnet (R = 3.14 dB).


Für den Strassen-Lärmpegel eines PKWs bei 50km/h darf im Lärmmodell statt dem Durchschnittswert auch der Vollgasvorbeifahrwert minus ein durchschnittlicher Korrekturwert R von 3.14 dB als sinnvoller Schätzwert verwendet werden. Im Lärmmodell werden aber auch die Lärmwerte bei anderen Geschwindigkeiten benötigt.

Aus den Strassen-Messungen in Fig. 2.9 ergibt sich die wichtige Eigenschaft, dass die Streuung der Messwerte approximativ unabhängig von der gefahrenen Geschwindigkeit ist21. Die lautesten Fahrzeuge sind bei allen Geschwindigkeiten einen etwa konstanten Betrag (ca. 6dB) lauter als die leisesten Fahrzeuge. Das kann so interpretiert werden, dass zwar alle Fahrzeuge etwa eine (Lpeak/v)-Lärmkurve aufweisen, welche etwa dem Durchschnittsfahrzeug entspricht, welche aber in Richtung der y-Achse nach oben oder nach unten verschoben ist. Die Differenz M zwischen dem Durchschnittsfahrzeug bei 50km/h und einem spezifischen Fahrzeug bei 50km/h kann daher als fahrzeugspezifischer Korrekturwert herangezogen werden, um aus dem Pegel eines Durchschnittsfahrzeugs den Pegel eines bestimmten Fahrzeugs X bei allen Geschwindigkeiten sinnvoll abzuschätzen. Dieses Vorgehen ist in Fig. 2.11 graphisch gezeigt.

20 30 40 50 60 70

60

64

68

72

76

Vo

rbe

ifa

hrp

eg

el, [

dB

]

Fahrzeuggeschwindigkeit v, [ km/h ]

1978

1983

1992

Fig. 2.10 Veränderungen der Lärmkurven-Charakteristik der Durchschnitts-Fahrzeuge im Laufe der Zeit [UBA

1995]22

21 Die Streuung ergibt sich einerseits aus den verschiedenen gemessenen Fahrzeugmodellen und andererseits aus dem

Fahrverhalten der Fahrzeuglenkenden. 22 http://www.umweltbundesamt.org/dzu/1/4/1/0002___0.jpg


Fig. 2.11 Schematische Herleitung der fahrzeugspezifischen Lärmkurve aus dem Typenprüfwert.

Erläuterungen siehe Text.

Beispiel:

Ein PKW X besitze einen Vollgas-Typenprüfwert von 73dB. Bei 50km/h im Strassenverkehr wäre dieses Modell schätzungsweise um den Korrekturwert 3.14dB (=R) leiser; also 69.86dB. Das im Lärmmodell angenommene Durchschnittsfahrzeug ist aber bei (50km/h) 71.02dB laut; also 1.16dB (=M) lauter als der PKW X. Bei der Berechnung der Leq-Werte müssen also für den PKW X alle Lpeak-Werte bei allen Geschwindigkeiten schätzungsweise um M vermindert werden. Wenn also gemäss Lärm-Modell ein Durchschnittsfahrzeug bei 110km/h (Autobahn) ein Lpeak-Wert von 82.36 aufweist, muss für den PKW X nur ein geschätzter Lpeak-Wert von (82.36-1.16=) 81.2dB verrechnet werden. Die Werte für Delta-Leq für den PKW X sinken dadurch in der späteren Berechnung entsprechend.

Durchschnitts-PKW gemäss Lärmmodell

Korrekturwert M Spezifisches Fahrzeugmodell PKW X

73 dB Lärmprüfwert -3.14 dB Korrekturwert R

71.02 dB -1.16 dB 69.86 dB Pegel bei 50 km/h

82.36 dB -1.16 dB 81.20 dB Pegel bei 110km/h Tab. 2.2 Schema der Extrapolation von Strassenlärmwerten aus Lärmprüfwerten. Fett gedruckt sind Pegel aus

Berechnugnen oder Messungen. Kursiv gedruckt sind daraus abgeschätzte, fahrzeugspezifische Pegel. Die Pfeile geben den Informationsfluss der Berechnungen an. Grau unterlegt sind Felder mit Werten, welche jewils spezifisch für ein bestimmtes Fahrzeugmodell X berechnet werden. N.b. der Korrekturwert R (-3.14dB) ist konstant für alle Fahrzeugmodelle. Der Korrekturwert M wird für jedes spezifische Fahrzeugmodell eigens bestimmt, ist aber konstant über alle Geschwindigkeiten.


2.3.6 Altes Rechenmodell zur Voraussage von Strassenverkehrs-Lärm EMPA 86

Heute stützen sich Aussagen zu Strassenverkehrslärm immer häufiger auf Berechnungen. Im Jahre 1986 hat die EMPA bereits ein Rechenmodell für Strassenverkehrslärm (StL-86) erstellt [BUWAL 1987]. Das Modell hat sich in der Praxis gut bewährt und ist vielerorts quasi als Standard angenommen worden. Die StL-86 zu Grunde liegenden Quellendaten basieren auf Messungen Anfangs der 80er Jahre. Dieses Lärmmodell wird in den Berechnungen in [Müller-Wenk 1999] verwendet. Für die vorliegende Studie wird das aktuellere Modell StL-97 der EMPA verwendet (s. Abschnitt 'Neues Strassenverkehrs-Lärmmodell StL-97' auf Seite 24).

Das Rechenmodell prognostiziert Schallpegel aufgrund der Angaben der Verkehrsdichte (N) und der gefahrenen Geschwindigkeit (v). Bei der Verkehrsdichte wird unterschieden zwischen einer Kategorie eher leiser Fahrzeuge (PKWs, Lieferwagen, Mofas) und einer Katergorie eher lauter Fahrzeuge (LKWs, Busse, Traktoren, Motorräder). Die Beiden Kategorien werden im folgenden mit den Indexnummern 1 oder 2 bzw. den Abkürzungen 'PKW' und 'LKW' bezeichnet.

N1 Durchschnittliche stündliche Anzahl Durchfahrten von Fahrzeugen der Kategorie 1 (= PKWs, Lieferwagen, Mofas) [Fz/h]

N2 Durchschnittliche stündliche Anzahl Durchfahrten von Fahrzeugen der Kategorie 2 (= LKWs, Busse, Traktoren, Motorräder) [Fz/h]

v1, v2 Geschwindigkeit der Fahrzeuge in km/h i Steigung der Strasse in % log ist die Logarithmus-Funktion zur Basis 10 Vereinfachende Annahmen in [Müller-Wenk 1999:19]:

a) N1 + N2 sei höher als 100 Fz/h 23 b) Strassenoberfläche sei 'normal' 24. c) Die Anzahl der Fahrzeuge sei dieselbe in beiden Fahrtrichtungen

Berechnung des Mittelpegels Leq

Prognostizierter Gesamt-Dauerschallpegel25:

Gleichung 1 Leq = 10 ! log 10

LE11 0 +10

LE 21 0

" #

$ %

Teilbeitrag (Dauerschallpegel) von PKWs etc.:

Gleichung 2 LE1 = E1+10 ! log N1( )

Teilbeitrag (Dauerschallpegel) von LKWs etc.:

23 Darunter kommen andere Formeln zur Anwendung. 24 Für andere Strassenoberflächen gibt es Korrekturbeiträge. 25 Die Formel addiert die Teilbeiträge LE1 und LE2, so dass die Schallenergie erhalten bleibt.


Gleichung 3 LE2 = E2 +10 ! log N2( )

Maximaler Pegel einer Einzeldurchfahrt von PKWs etc. (Quellenteil PKW):

Gleichung 4 E1= max12.8 +19.5 !log(v1)

45 + 0.8 ! 0.5 !i " 2( )#

$ % &

' (

Maximaler Pegel einer Einzeldurchfahrt von LKWs etc. (Quellenteil LKW):

Gleichung 5 E2 =max34.4 +13.3 !log(v2 )

56 + 0.6 ! 0.5 !i "1.5( )#

$ % &

' (

Die Quellenteile aus Gleichung 4 und Gleichung 5 werden unten durch neuere Modelle ersetzt werden (Gleichung 6 und Gleichung 7 auf Seite 25).

2.3.7 Aktuelles Verkehrsaufkommen [Müller-Wenk 1999] berechnet mit dem Lärmmodell StL-86 die durchschnittlichen Lärmsituationen auf vier verschiedenen Typen von Strassenteilnetzen der Schweiz. Die Angaben zu den Verkehrsaufkommen auf den Strassenteilnetzen werden unterschieden für Tag- und Nachtsituationen.

Art der Strasse Autobahn Autostrasse/ HVS ausserorts

verkehrsreiche Strassen innerorts

übrige Strassen inner/ ausserorts

Netzlänge km 1560 15683 3790 58967 Geschwindigkeit v km/h 110 70 45 60 TAG 6-22h N1 Fz/h 1116.0 143.0 518.0 25.0 N2 Fz/h 108.0 13.0 35.0 2.0 Total Fz/h 1224.0 156.0 553.0 27.0 NACHT 22-6h N1 Fz/h 165 21 77 4 N2 Fz/h 7.7 1.0 2.5 0.2 Total Fz/h 172.7 22.0 79.5 4.2 Tab. 2.3 Stündliche Verkehrsaufkommen für vier Strassennetztypen Tags und Nachts. Aus Gesamtverkehrsstatistik

nach [Müller-Wenk 1999].

Aus Multiplikation der Netzlänge (km) mit den Verkehrsaufkommen (Fz/h) und 16*365 Tagesstunden pro Jahr resp. 8*365 Nachtstunden pro Jahr kann die jährliche Fahrleistung berechnet werden. Aus den Daten in Tab. 2.3 folgt, dass PKWs (Kategorie 1) innerhalb eines Jahres gesamthaft 46.6 Milliarden Fahrzeugkilometer in der Schweiz zurücklegen. Davon werden 6.98% in der Nacht zurückgelegt. LKWs (Kategorie 2) legen gesamthaft 3.77 Milliarden Fahrzeugkilometer pro Jahr zurück. Davon werden 3.54% in der Nacht zurückgelegt.

2.3.8 Zusätzlicher Lärm durch ein einzelnes Fahrzeug Durch Erhöhung der Fahrzeugdichten N1 um eine Einheit (+1 Fz/h) kann berechnet werden, um wieviel sich die Dauerschallpegel gesamtschweizerisch durch einen zusätzlichen PKW erhöhen. Diese marginale Pegel-Erhöhung wird als DeltaLeq (ΔLeq)bezeichnet. Da die zusätzliche Fahrzeug-Einheit zudem zusätzliche Fahrzeugkilometer zurücklegt,


kann die marginale Pegel-Erhöhung DeltaLeq diesen zusätzlichen Fahrzeugkilometern angelastet werden. Diese spezifischen Pegelerhöhungen pro Fzkm werden über das gesamte Strassennetz der Schweiz gewichtet gemittelt26.

Die so ermittelten Werte beziehen sich aber nur auf ein durchschnittliches Fahrzeug, wie es vom Lärmmodell vorgegeben wurde (Fahrzeugdichte N1 plus 1). Im folgenden wird erst das in dieser Arbeit verwendete neuere Lärmmodell StL-97 vorgestellt und danach das zusätzliche durchschnittliche Fahrzeug durch ein spezifisches Fahrzeug-Modell mit eigener Lärmcharakteristik ersetzt. Dadurch können fahrzeugmodellspezifische DeltaLeq-Werte erhalten werden.

Neues Strassenverkehrs-Lärmmodell StL-97

Die markanten Entwicklungen im Bereich des Automobilbaus und die neuen Erkenntnisse hinsichtlich der Berechnung der Schallausbreitung haben es der EMPA angezeigt erscheinen lassen, das alte Strassenlärmmodell StL-86 zu revidieren und neu zu formulieren. 1993 hat die EMPA ein mehrjähriges Forschungs- und Entwicklungsprojekt zum Themenkreis Strassenverkehrslärm gestartet.

Basierend auf einer umfangreichen Messkampagne wurde der Quellenteil des EMPA-Strassenlärmmodells StL-86 überarbeitet und neu formuliert [Heutschi 1997] s. auch Kapitel 2.3.6 'Altes Rechenmodell zur Voraussage von Strassenverkehrs-Lärm EMPA 86' auf Seite 22. Mit Quellenteil sind die Variabeln E1 und E2 für die maximalen Vorbeifahrtpegel gemeint. Dazu wurden in den Kategorien Personenwagen (Kat.1) und Lastwagen (Kat.2) Einzelvorbeifahrtmessungen am realen Verkehr vorgenommen. Durch gleichzeitige Messung der Geschwindigkeit und des maximalen Pegels konnte für konstante Fahrweise in der Ebene pro Fahrzeugkategorie ein Zusammenhang zwischen gefahrener Geschwindigkeit und Emissionspegel eines durchschnittlichen Fahrzeugs bestimmt werden. Ergänzende Messungen des Rollgeräuschs erlaubten schliesslich eine Auftrennung des Gesamtgeräuschs in einen vorwiegend vom Motor abhängigen Teil (Antriebsgeräusch) und einen vom Abrollen des Reifens auf der Fahrbahn herrührenden Teil (Rollgeräusch).

26 Dieses Vorgehen ist notwendig, da im allgemeinen Fall nicht genau bekannt ist, wo ein Fahrzeug fährt.


Fig. 2.12 maximale Vorbeifahrtpegel von Personenwagen in Funktion der Geschwindigkeit für konstante Fahrweise

in der Ebene mit der Unterteilung in Antrieb- und Rollgeräusch [Heutschi 2000]

Das neue Lärmmodell StL-97 unterscheidet sich lediglich in den Quellenteilen vom alten StL-86 Lärmmodell (vergl. Gleichung 4 und Gleichung 5 auf Seite 23). Die neuen Quellenteile lauten wie folgt:

Maximaler Pegel einer Einzeldurchfahrt von PKWs etc. (neuer Quellenteil PKW):

Gleichung 6 E1=10 ! log 10L1Antrieb +"s 10( )

+10L1Roll +"B 10( )( )

Maximaler Pegel einer Einzeldurchfahrt von LKWs etc. (neuer Quellenteil LKW):

Gleichung 7 E2 =10 ! log 10L2 Antrieb+"s 10( )

+10L 2Roll +"B 10( )( )

Die Korrekturbeiträge Δs und ΔB für Steigung resp. Bodenbeläge werden hier weiter nicht beachtet. Die Formeln für die Teilpegelbeiträge L für Antrieb- und Rollgeräusch folgen unten. Die Variable v bezeichnet wiederum die Geschwindigkeit der Fahrzeuge in km/h.

Beitrag Antriebsgeräusch einer Einzeldurchfahrt von PKWs etc.:

L1Antrieb = 62.7 +10 ! log(1 + v 44( )3.5) Gleichung 8

Beitrag Rollgeräusch einer Einzeldurchfahrt von PKWs etc.:

Gleichung 9 L1Roll = 9.5 + 35 ! log v( )

Beitrag Antriebsgeräusch einer Einzeldurchfahrt von LKWs etc.:


Gleichung 10 L2Antrieb = 76.9 +10 ! log(1 + v 56( )3.5)

Beitrag Rollgeräusch einer Einzeldurchfahrt von LKWs etc.:

Gleichung 11 L2Roll = 18.5 + 35 ! log v( )

Mittelpegel bei +1 zusätzliches spezifisches Fahrzeug

Zur Berechnung der marginalen Lärmpegelerhöhung durch ein einzelnes zusätzliches Fahrzeug ist es wie oben erläutert nötig im Lärmmodell ein zusätzliches Fahrzeug miteinzuberechnen (+1 Fz/h). Wenn dieses zusätzliche Fahrzeug nicht ein durchschnittliches, sondern ein bestimmtes Fahrzeugmodell sein soll, muss zuerst bekannt sein, wie die Pegelerhöhung einer bestimmten, bewegten Schallquelle vor dem Hintergrundpegel einer Vielzahl von durchschnittlichen, bewegten Schallquellen berechnet werden soll. Dazu geht man davon aus, dass die gesamte Schallenergie eines diskontinuierlichen Geräuschs während eines Zeitraums T die gleiche Wirkung hat, wie die eines kontinuierlichen Geräuschs gleicher Energie. Ein Dauerschallpegel X, welcher ein Geräusch mit der Dauer D beschreibt, ist energetisch gleichwertig zu einem Geräusch, welches nur die halbe Dauer (D/2) hat, dafür aber einen 3 dB ( = 10 * log 2) höheren Schallpegel aufweist. Für bewegte Schallquellen mit variablem Pegel ist die Schallwirkung des dynamischen, an- und nachher abschwellenden Geräusches analog zu der Wirkung eines konstanten Geräusches von der Dauer ti und mit einem Schallpegel, welcher dem maximalen Schallpegel Lpeak des Vorbeifahrereignisses entspricht [DAL 2000]. Die Dauer ti berechnet sich aus der Zeit, welche das diskontinuierliche Geräusch benötigt, um die Spitze des maximalen Schallpegels zu durchlaufen; genauer der Dauer des Schallereignisses mit der Abfolge (Lpeak–10dB) → (Lpeak) →(Lpeak–10dB).

Zeit

80

Sc

ha

llp

eg

el

dB

70

60

50

90

Lpeak

Lpeak-10dB

ti Fig. 2.13 Die Kurve gibt den Pegel-Verlauf einer sich am Empfänger vorbeibewegenden Schallquelle mit

Maximalpegel Lpeak an. Der Rechteckpuls entspricht einem energie- und wirkungsidentischen Schallereignis mit konstantem Pegel beim Empfänger.

Die allgemeine Formel zur Berechnung des Leq lautet:


Gleichung 12 Leq =q

log 2( )! log

ti

T!10

Lpeak ! log 2( ) q( )"

# $

%

& '

Dabei bedeuten

Leq = energieäquvalenter Dauerschallpegel über eine Messzeit T in dB, in Deutschland wird der Leq üblicherweise als Mittelungspegel Lm bezeichnet.

Lpeak = maximaler Schallpegel des Einzelereignisses in dB

T = Beobachtungszeitraum in Sekunden (z.B. 1h = 3600s)

ti = Dauer des Einzelereignisses in Sekunden, während welcher der Maximalpegel um nicht mehr als 10 dB unterschritten wird. D.h. Dauer des Ereignis-Abfolge (Lpeak-10dB -> Lpeak -> Lpeak-10dB); ist abhängig von der Fahrzeuggeschwindigkeit und vom Messabstand, aber nicht von Lpeak.

q = Äquivalenz- oder Halbierungsparameter. Er gibt an, welche Pegeländerung einer Verdoppelung oder Halbierung der Wirkzeit eines konstanten Pegels äquivalent sein soll. International üblich ist q=3 27, das entspricht der postulierten Energie-Äquivalenz.

log ist die Logarithmus-Funktion zur Basis 10

somit

Leq = 10 ! logti

T!10

L peak 10" #

$ % Gleichung 13

Beziehungsweise für N Fahrzeuge:

Leq N( ) = 10 ! logti

T! N !10

Lpeak 10" #

$ % Gleichung 14

Wie oben erläutert lassen sich aus fahrzeugspezifischen Maximalwerten Lpeak die fahrzeugspezifischen DeltaLeq-Werte berechnen. Wenn während einer Stunde N durchschnittliche Fahrzeuge mit Maximalpegel Lpeak und 1 bestimmtes Fahrzeug mit Maximalpegel Lspec durchfahren berechnet sich der Mittelpegel zu:

Gleichung 15 Leq N +1( ) = 10 !logti

T! N !10

Lpeak 10

+10Lspec 10

( )" #

$ %

Der zusätzliche Lärm durch ein bestimmtes Fahrzeug ergibt sich aus der Differenz:

Gleichung 16 DeltaLeq = Leq N +1( ) ! Leq N( )

27 Genauer q= 3.013 = 10*log(2). Damit ist q/log(2) gleich 10


2.3.9 Zusätzliches Verkehrsaufkommen Durch das Anheben der Variablen für das Verkehrsaufkommen N1 um eine Einheit (+1 Fz/h) erhöht sich die Anzahl gefahrener Fahrzeugkilometer. Da diese rechnerische Erhöhung an jeder Stelle der vier Strassenteilnetze erfolgt, ergeben sich die in Tab. 2.4 unter Abschnitt A. angegebenen Verkehrszunahmen pro Strassenteilnetz. Diese zusätzlichen Fzkm pro Jahr während des Tages (16h pro 24h) ergeben sich durch Multiplikation der Netzlänge in km mal 1 Fz/h mal 16h/Tag mal 365 Tage/Jahr. Analog ergeben sich die zusätzlichen Fzkm pro Jahr unter Berücksichtigung der Nachtdauer (8h pro 24h).

Diese zusätzlichen Fzkm pro Jahr sind wesentlich grösser als die beabsichtigten +1000 Fzkm/a. Die DeltaLeq wurden für ein zusätzliches Aufkommen von +1 Fz/h berechnet (siehe Gleichung 16 auf Seite 27) und entsprechen der Steigung der Kurve 'Leq vs. N' im Punkt des gegenwärtigen Verkehrsaufkommens (N1). Wenn aber die Lärmzunahme DeltaLeq pro 1000 Fzkm bestimmt werden soll, müssen die berechneten DeltaLeq reduziert werden. Die nötige Bruchteil der DeltaLeq, welcher einer Zunahme von genau +1000Fzkm auf jedem der 4 Strassenteilnetze entspricht ist in Tab. 2.4 unter Abschnitt B. angegeben. Dieser Bruchteil entspricht dem Kehrwert der unter Abschnitt A. angegebenen Werte multipliziert mit 1000 Fzkm/a.

Art der Strasse Autobahn Autostrasse/ HVS ausser-orts

verkehrs-reiche Strassen innerorts

übrige Strassen inner/ ausserorts

Total

Netzlänge km 1560 15683 3790 58967 TAG 6-22h 16h N1 Fz/h 1116.0 143.0 518.0 25.0 Fahrleistungen PKW Mio. Fzkm/a 10'167 13'097 11'465 8'609 43'339 NACHT 22-6h 8h N1 Fz/h 165 21 77 4 Fahrleistungen PKW Mio. Fzkm/a 1'503 1'923 1'704 1'377 6'508 A. Zusätzliche Fzkm/a durch +1Fz/h Tags Mio. Fzkm/a 9.11 91.59 22.13 344.37 Nachts Mio. Fzkm/a 4.56 45.79 11.07 172.18 B. nötiger Bruchteil für +1000Fzkm pro Strassenteilnetz Tags – 0.01098% 0.00109% 0.00452% 0.00029% Nachts – 0.02195% 0.00218% 0.00904% 0.00058% C. Gewichtung der Strassenteilnetze für +1000Fzkm/a auf ganzem Netz Tags – 23.46% 30.22% 26.45% 19.86% Nachts – 23.10% 29.55% 26.19% 21.16% Tab. 2.4 Berechnung und gewichtete Mittelung der zusätzlichen Verkehrsleistung für +1000 Fzkm/a auf dem

ganzen Schweizer Strassennetz. Erklärungen siehe Text.

Wie in Kapitel 2.3.2 'Bisherige Arbeiten' auf Seite 16 bereits erwähnt, ist im Rahmen von Ökobilanzen im Allgemeinen nicht bekannt, wo genau eine Fahrt stattfindet. Dieses Problem wird so gelöst, dass eine Fahrt rechnerisch über das ganze Strassennetz verteilt wird. Es wird dabei davon ausgegangen, dass die zusätzlichen Fahrzeugkilometer eher auf Strassen zurückgelegt werden, welche bereits viel Verkehr aufweisen. Es ist eine sinnvolle Annahme bei einer vollständig unbekannten Fahrtroute anzunehmen, dass das Fahrzeug eher auf stark frequentierten Strassen anzutreffen ist, als auf schwach befahrenen Strassen. Da stark befahrene Strassen bereits relativ lärmig sind, wird die zusätzliche Lärmbelastung relativ gering ausfallen, d.h. relativ optimistisch beurteilt. Um ein DeltaLeq für das ganze Schweizer Strassennetz zu erhalten, welches einer gewichteten Erhöhung der Fahrleistung um +1000 Fzkm/a entspricht, müssen die DeltaLeq pro +1000 Fzkm/a für die vier Strassenteilnetze mit den in Tab. 2.4


unter Abschnitt C. angegeben Gewichtungsfaktoren multipliziert werden (gewichtetes Mittel). Diese Gewichtungsfaktoren entsprechen den Anteilen der auf den vier Teilnetzen zurückgelegten jährlichen Fahrleistungen, welche in Tab. 2.4 unter den Einträgen 'Fahrleistungen PKW' aufgeführt sind.

2.3.10 Zusätzliche Lärmbelästigte pro Dezibel Erhöhung

Durch zusätzliche Fahrzeugkilometer wird der Leq-Pegel angehoben. Bei einer unbekannten Fahrt sind alle Strassenteilnetze von einer Pegel-Erhöhung betroffen. Die in Kapitel 2.3.8 'Zusätzlicher Lärm durch ein einzelnes Fahrzeug' auf Seite 23 festgestellten und in Kapitel 2.3.9 'Zusätzliches Verkehrsaufkommen' auf Seite 28 gewichtet gemittelten Delta-Leq-Pegel gelten also für das gesamte Strassennetz der Schweiz. Dies ist nicht absolut korrekt, da die Teilnetze durchaus verschiedene Delta-Leq aufweisen. Nummerisch sind aber die gewichteten Beiträge der Teilnetze zum Gesamt-Delta-Leq fast identisch und die Abweichung beträgt maximal 1.5%. Das heisst eine 'durchschnittlich verteilte' Fahrt erhöht effektiv in der ganzen Schweiz die Lärmpegel um einen konstanten Betrag.Dies bedeutet, dass bei einer Leq-Pegel-Erhöhung die gesamte Exposition der Schweizer Bevölkerung erhöht wird, das heisst die gesamte Schweizer Bevölkerung um Delta-Leq mehr belastet wird. Graphisch ist dies gleichbedeutend mit einer sehr kleinen Verschiebung der ganzen Expositionskurven in Fig. 2.4 und Fig. 2.5 auf Seite 13 um Delta-Leq nach rechts.

Um auszurechnen, wieviele zusätzliche Lärmbelästigte pro Dezibel Leq-Pegel-Erhöhung resultieren müssen die gegenwärtigen Lärmbelästigten in Fig. 2.4 und Fig. 2.5 auf Seite 13 (kleine Säulen) abgezogen werden von den Lärmbelästigten, wenn die Exposition gesamtschweizerisch ein ganzes Dezibel höher liegen würde.

Gleichung 17

deltaPersonen = Pi! e

i+1" e

i( )dB= i

#

wobei

deltaPersonen = Summe aller zusätzlichen Lärmbelästigten pro Dezibel Leq-Pegel-Erhöhung

Pi = Summe aller Bewohner innerhalb der Dezibel-Klasse i (einzelne grosse Säule in Fig. 2.4 bzw. Fig. 2.5)

ei = Anteil stark gestörter Bewohner bei einem Leq-Pegel der Dezibel-Klasse i (s. Effektkurven in Fig. 2.6 auf Seite 14)

ei+1 = Anteil stark gestörter Bewohner bei einem Leq-Pegel der Dezibel-Klasse i+1 entsprechend einer Erhöhung um ein Dezibel (s. Effektkurven in Fig. 2.6 auf Seite 14)

Die Berechnungen werden separat durchgeführt für die Expositionen und Effektkurven während des Tages resp. während der Nacht. Es resultieren zwei Werte für Tag und Nacht:

Zusätzliche stark lärmgestörte Personen pro Dezibel Leq Anstieg Personen/dB Tags 117'450 Nachts 73'372 Tab. 2.5 Zusätzliche stark lärmgestörte Personen pro Dezibel Leq Anstieg

2.3.11 Vereinfachte Formel Lärmbewertung Die Berechnungen in den obigen Kapiteln sind komplex. Die resultierenden Resultat sind aber relativ einfach zu approximieren. Da bis auf den fahrzeugspezifischen Lärm-Typenprüfwert alle Einflussfaktoren als konstant angesehen


werden können, resultiert eine einfache aber approximative Beziehung zwischen Lärm-Typenprüfwert LP (in dB) und der Umweltbelastung UBL durch Lärm pro Fahrzeugkilometer (in MUBP).

Gleichung 18 log UB

L( ) ! a "LP+ b

respektive

Gleichung 19 UB

L! 10

a"LP+ b( )

Die Steigung a resp. der Achsenabschnitt b können durch lineare Regression bestimmt werden (für PKW-Durchschnittsfahrt bei 7% Nachtfahrtanteil, gemäss Verkehrsstatistik in Kapitel 2.3.7 'Aktuelles Verkehrsaufkommen' auf Seite 23). Für reine Tages- resp. Nachtfahrten ergeben sich andere Werte.

Steigung a Achsenabschnitt b Durchschnittsfahrt 0.099962 dB-1 – 6.243371 reine Tagesfahrt 0.09998766 dB-1 – 6.3738654 reine Nachtfahrt 0.0999043 dB-1 – 5.5943622 Tab. 2.6 Parameter für approximative Berechnung der Lärmbelastung aus Lärm-Typenprüfwert LP in MUBP.

Die Approximations-Gleichung 19 ist für Lärm-Typenprüfwerte LP im Bereich 0 bis 75 dB anwendbar bei einer Abweichung gegenüber der exakten Berechnung von geringer als +/- 1% für Durchschnitts- und Tagesfahrten und geringer als +/- 2.5% für Nachtfahrten.

2.4 Resultate Belastungen durch Lärm Die Resultate der Lärmbewertung in Abhängigkeit des Typenprüfwertes ist in Fig. 2.14 wiedergegeben. Aufgrund der logarithmischen Natur der Dezibel-Skala führt eine Erhöhung um drei Dezibel zu einer Verdoppelung der Belastung. D.h. es existiert kein linearer Zusammenhang zwischen dem Typenprüfwert und der Lärmbewertung in MUBP-Punkten.

Bedeutsam ist der Umstand, dass die Lärmbelastung stark davon abhängt, ob am Tag oder in der Nacht gefahren wird. Nachts ist der Hintergrundlärmpegel geringer als am Tag. Eine Nacht-Fahrt führt daher – trotz identischem Fahrzeuglärmwert und gleichen Geschwindingkeiten – zu einer stärkeren Erhöhung des Mittelpegels Leq. Zudem weisen Anwohner in der Nacht eine höhere Lärmempfindlichkeit auf. Wird eine Fahrt ausschliesslich während der Nacht absolviert (22h–6 h) ist die Belastung rund 6mal höher als bei einer reinen Tagesfahrt (6h–22h). In den Gesamtresultaten wurde ein durchschnittlicher Nachtfahrtanteil von 7% für PKW angenommen, gemäss Verkehrsstatistik in Kapitel 2.3.7 'Aktuelles Verkehrsaufkommen' auf Seite 23. Dies bedeutet, dass die Lärm-Belastung im Vergleich zu einer Durchschnittsfahrt rund einen Viertel geringer ausfallen kann, wenn Fahrten ausschliesslich während des Tages stattfinden; bzw. die Lärm-Belastung auch einen Faktor 4.4 höher ausfallen kann, wenn Fahrten ausschliesslich während der Nacht stattfinden.


19.922.3

25.028.1

31.435.2

39.5

44.2

49.5

55.4

62.0

69.4

77.6

4.5 5.1 5.7 6.4 7.1 8.0 9.0 10.1 11.3 12.6 14.215.9

17.8

3.4 3.8 4.2 4.7 5.3 6.0 6.7 7.5 8.4 9.4 10.6 11.9 13.3

-10

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

69 69.5 70 70.5 71 71.5 72 72.5 73 73.5 74 74.5 75

Lärm-Typenprüfwert dB

MUBP/Fzkm Nachts

MUBP/Fzkm Mittel

MUBP/Fzkm Tags

Fig. 2.14 Resultate der Lärm-Bewertung für Typenprüfwerte von 69 bis 75 dB für reine Nachtfahrten (hohe Werte), reine Tagesfahrten (tiefe Werte) und Durchschnittsfahrten (mittlere Werte bei 7% Nachtfahrten). Umweltbelastung in MUBP'97-Punkten.

Dieselbe Tendenz ergibt sich auch bei der Bewertung mittels MUBP sondern DALYs (diese Resultate werden in Anhang A auf Seite 42 gezeigt).

Nachts

Nachts

Furious

Furious

Tag

Tag

ecodrive

ecodrive

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

71dB Fz

var Tageszeit

75dB Fz

var Tageszeit

71dB Fz

var Fahrer

75dB Fz

var Fahrer

Max

Mittel

Min

Fig. 2.15 Einfluss des Fahr-Zeitpunkts (rechts) sowie des Fahrverhaltens (links) auf die Varaiblität der Resultate für je ein leiseres und ein lauteres Fahrzeug.

Je nach individuellem Fahrverhalten kann der Fahrlärm leicht plus oder minus 2 dB von den hier verwendeten Werten für den Strassenlärmwert abweichen (Wertespanne 'ecodrive–Furious' in Fig. 2.15 rechts). Noch grösser als der Einfluss des individuellen Fahrverhaltenes ist aber die Tatsache, ob während des Tages oder während der Nacht


gefahren wird (Wertespanne 'Tag-Nachts' in Fig. 2.15 links). Selbst ein relativ leises Fahrzeug (z.B. 71dB Lärmprüfwert) erzeugt – während der Nacht gefahren – mehr Belastung als ein lautes Fahrzeug (z.B. 75dB Lärmprüfwert), welches aber während des Tages gefahren wird. Dies gilt für alle PKW-Typenprüfwerte im Bereich 69–75 dB: Keines der leiseren Fahrzeuge, ist in der Nacht weniger belastend als eines der lauteren Fahrzeuge am Tag.

In diesem Sinne ist es bedeutsamer, ob tags oder nachts gefahren wird und weniger, welchen Lärmwert das Fahrzeug aufweist oder auch wie lärmig das individuelle Fahrverhalten ist.

In diesem Sinne kämen bezüglich Lärmproblematik z.B. Nachtfahrverboten in Wohnquartieren – auch für PKW – mehr Bedeutung zu als eine Senkung der Fahrzeug-Lärmwerte um einige Dezibel.

3 Relevanz der Aufteilung der HC-Emissionen

Pauschale Bewertung in UBP'97

Kohlenwasserstoffe HC setzen sich aus einer ganzen Reihe verschiedener Substanzen zusammen. Typische sogenannte VOC-Profile28 sind in Tab. 3.1 wiedergegeben. Das Profil gibt an, aus welchen einzelnen Substanzen sich eine durchschnittliche VOC-Abgas-Emission zusammensetzt. Diese Substanzen haben unterschiedliche Wirkungen in der Umwelt. VOC sind vor allem bekannt wegen ihrer Eigenschaft unter Sonneneinstrahlung Ozon (O3) zu bilden. Das Reizgas Ozon schädigt Atemwege und ist Teil des Problemkreises Sommersmog. Das Potential Ozon zu bilden ist aber für unterschiedliche VOC-Substanzen stark verschieden. Einzelne VOC Substanzen sind auch direkt giftig oder krebserregend (zB. Benzol, PAK). In der UBP'97-Methode existiert aber nur ein einziger Ökofaktor für den Summenparameter NMVOC29, welcher nur auf die Sommersmogwirkung Bezug nimmt. Dieser Faktor wird in UBP'97 pauschal und unverändert für alle Einzelsubstanzen der NMVOC-Klasse angewendet30. Für MUBP'97 soll dieser pauschale Faktor allenfalls differenziert werden. Im folgenden soll die Relevanz dieser Differenzierung für Automobil-Abgas-VOC (HC) festgestellt werden.

Übertragung der differenzierten Bewertung aus Methoden auf UBP'97

Es gibt eine Reihe von Ökobilanz-Bewertungsmethoden, welche für VOC-Substanzen differenzierende Bewertung vornehmen. So zum Beispiel:

• CML'92 [CML 1992]

28 VOC = Volatile Organic Compounds = flüchtige Kohlenwasserstoffe. Der Begriff VOC wird in diesem Bericht

austauschbar mit dem in Fahrzeugmessungen gebräuchlicherem Begriff HC verwendet. 29 NMVOC = Non-Methane Volatile Organic Compounds= flüchtige Kohlenwasserstoffe ohne Methan CH4 30 Methan ist ebenfalls ein VOC und trägt zum Sommersmog bei. In UBP'97 wird aber Methan allein aufgrund seines

Treibhauseffektes bewertet (Ökofaktor 4200 UBP/kg). Die Wirkung als Ozonbildner wird nicht berücksichtigt. Kombinationswirkungen von Substanzen werden in UBP'97 generell nicht berücksichtigt, sondern nur die 'schlimmste' Wirkung.


• Eco-indicator'95+, EI95+ [Jungbluth 2000]

• Eco-indicator'99, EI99 [Goedkoop et al. 2000a]

• CML'01 [Guinee et al. 2001]

Diese Methoden geben für fast alle der oben aufgeführten Substanzen einzelne Bewertungsfaktoren aufgrund der unterschiedlichen Sommersmogwirkung an. Daneben wird auch für den Summenparameter 'NMVOC' ein Bewertungsfaktor angegeben. Damit ist es möglich abzuschätzen, wie hoch die Ökofaktoren für NMVOC-Einzelsubstanzen ÖFi in der UBP/MUBP-Methode ausfallen müssten, wenn die Methode jede Einzelsubstanz i und nicht nur NMVOC pauschal bewerten würde31.

31 Dieses Vorgehen entspricht auch demjenigen in der UBP'97 Methodik für Treibhausgase, wo ein Zielwert und

Ökofaktor für das 'Leitgas' CO2 verwendet wird, aber weitere Ökofaktoren für andere Treibhausgase wie Methan CH4 oder Lachgas N2O aufgrund ihres Treibhausgaspotentiales (GWP) extrapoliert werden (sog. Classification-Ansatz, cf. [BUWAL 1998A:24]).


VOC Profil: Einzelsubstanzen in VOC-Emissionen

Benzin Diesel Erdgas

Gewichtsprozent kg pro 1kg VOC 3-Weg-Kat. Quelle CORINAIR 1997:61 CORINAIR 1997:61 BUWAL 1998b:120 Methan 5.00% 4.00% 87.63% Ethan 1.71% 0.96% Propan 0.95% 0.96% n-Butan 5.23% 1.92% i-Butan 1.43% n-Pentan 3.04% 1.92% i-Pentan 6.65% Hexan 5.70% Heptan 4.75% Oktan 6.65% Nonan 1.90% Alkane C>10 2.85% 28.80% Ethylen 6.65% 11.52% 0.35% Acetylen 4.28% 3.84% Propylen 2.38% 2.88% 0.0526% Methylacetylen 0.190% 1-Buten 1.43% 1,3 Butadien 0.48% 1.92% 0.146% 2-Buten 0.48% 1-Penten 0.48% 2-Penten 0.95% 0.96% 1-Hexen 0.38% 1,3 Hexen 0.38% Alkane C>7 0.190% 1.92% Benzol 3.33% 1.92% 0.0789% Tolueol 6.65% 1.44% 0.0905% o-Xylol 1.90% 0.48% 0.37% m,p-Xylol 3.80% 1.44% 0.27% Ethylbenzol 1.43% 0.48% Styrol 0.475% 1,2,3-Trimethylbenzol 0.95% 1,2,4-Trimethylbenzol 3.80% 1,3,5-Trimethylbenzol 1.90% weitere Aromaten C9 2.85% Aromaten C>10 5.70% 19.20% Formaldehyd 1.05% 5.76% 0.79% Acetaldehyd 0.48% 1.92% 0.53% Andere Aldehyde C4 0.19% 1.44% Acrolein 0.19% 1.44% Benzaldehyd 0.29% 0.48% Aceton 0.95% 1.44% PAK 0.0012% weitere NMVOC 9.70% Summe 100% 99% 100% Tab. 3.1 VOC-Profile von Abgasen aus verschiedenen Treibstoffen

Die Ökofaktoren für NMVOC-Einzelsubstanzen ÖFi würden sich nach Gleichung 20 berechnen:


Gleichung 20 ÖFi=ÖF

NMVOC

BFNMVOC

!BFi

ÖFi MUBP/UBP-Ökofaktor für eine NMVOC-Einzelsubstanz i

ÖFNMVC MUBP/UBP-Ökofaktor für NMVOC-Summenparameter

BFNMVC Bewertungsfaktor für NMVOC-Summenparameter aus anderer Methode

BFi Bewertungsfaktor für eine NMVOC-Einzelsubstanz i aus anderer Methode

Die Wirkung von Methan als Sommersmogbildner wird aus dieser Betrachtung ausgeklammert, da Methan in UBP'97 nur als Treibhausgas bewertet wird. Würde trotzdem die Wirkung von Methan als Sommersmogbildner differenziert bewertet, würden neue Ökofaktoren für Methan im Bereich 340 bis 540 UBP/kg resultieren. Dies ist wesentlich kleiner als der bestehende Ökofaktor für Methan von 4200 UBP/kg. Innerhalb der UBP-Methodik besteht die – diskutable – Konvention Kombinationswirkungen nicht zu berücksichtigen und jeweils nur den Grössten von den verschiedenen möglichen Ökofaktoren zu berücksichtigen [BUWAL 1998A, Seiten 12 und 46]. Mit den vorliegenden Resultaten würde das bedeuten, dass der neue Ökofaktor für Methan (340–540) wesentlich kleiner sind als der bestehenden Ökofaktor von 4200 und somit weiterhin Methan nur als Treibhausgas bewertet wird (d.h. mit 4200 UBP/kg). Sollte jedoch in Zukunft z.B. bei einer Neuauflage der UBP-Methodik das Prinzip der Nichtbeachtung von Kombinationswirkungen verlassen werden, müsste auch die Kombinationswirkung von Methan neu betrachtet werden.

CML'01 führt eine Reihe verschiedener Sommersmog-Faktoren auf (s. Tab. 3.2).

Abkürzung Bezeichnung Modellierte Situation Einheit POCP High NOx Photochemical Oxidant

Creation Potential Situation in der VOC limitierend ist äquivalente Wirkung

wie x kg Ethylen POCP Low NOx Photochemical Oxidant

Creation Potential Situation in der NOx limitierend ist äquivalente Wirkung

wie x kg Ethylen MIR Maximum incremental

reactivity Entspricht maximaler inkrementaler Zunahme (∂O3/∂VOC) im Modell. NOx wird so variiert um den maximalen Faktor zu finden

kg gebildetes Ozon

MOIR Maximum Ozone Incremental Reactivity

konstanter VOC-Hintergrund und NOx so eingestellt, das eine maximale Ozonspitze resultiert.

kg gebildetes Ozon

EBIR Equal Benefit Incremental Reactivity

VOC und NOx so eingestellt, dass ein gleicher Rückgang bei entweder VOC oder NOx gleich gut die Ozonbildung vermindert.

kg gebildetes Ozon

Tab. 3.2 Klassen verschiedener Sommersmog-Faktoren in CML'01

Auch beim Eco-indicator'99 existieren verschiedene Sommersmog-Faktoren, was auf die Anwendung verschiedener Wertehaltungen zurückzuführen ist (drei sog. kulturelle Archetypen: Egalitäre, Hierarchisten und Individualisten).

Resultierende neue HC-Ökofaktoren

Werden die Kohlenwasserstoff-Profile in Tab. 3.1 mit gemäss Gleichung 20 hergeleiteten Bewertungsfaktoren gewichtet, ergeben sich pro kg HC aus verschiedenen Treibstoffen die Ökofaktoren in Tab. 3.3. Methan wurde dabei wie oben beschrieben mit dem Ökofaktor als Treibhausgas (4200 MUBP/kg) bewertet.


HC-Ökofaktoren in MUBP/kg HC Benzin Diesel Erdgas (CNG)

EI95+ 47'000 45'700 8'270

EI'99 E 1 30'800 32'400 7'950

EI'99 H 2 30'500 32'000 7'880

EI'99 I 3 28'500 28'900 7'940

CML'92 40'900 41'200 8'110

CML'01 – POCP high NOx 52'000 26'100 8'750

CML'01 – POCP low NOx 27'100 17'200 7'670

CML'01 – MIR 87'700 111'000 10'800

CML'01 – MOIR 57'500 73'300 9'170

CML'01 – EBIR 39'500 35'100 8'850

Arithmetisches Mittel CML'01 52'800 52'600 9'040

Arithmetisches Mittel alle Methoden 44'200 44'300 8'540

Tab. 3.3 Ökofaktoren für 1 kg HC Emissionen für verschiedene Treibstoffe gemäss verschiedenen Methoden der Sommersmogpotentialbewertung.

1 Gemäss Bewertung der Atemwegserkrankungen (respiratory effects) für Egalitäre 2 Gemäss Bewertung der Atemwegserkrankungen (respiratory effects) für Hierarchisten (Default) 3 Gemäss Bewertung der Atemwegserkrankungen (respiratory effects) für Individualisten

Es resultiert eine Vielzahl verschiedener möglicher HC-Ökofaktoren. Klar ist jedoch die Tendenz, dass Erdgasmotoren wesentlich geringere Schäden pro kg HC erzeugen als HC aus Benzin- oder Diesel-Motoren. Diese Aussage bezieht sich wohlgemerkt auf den Schaden pro Kilogramm emittiertes HC. Der in Tab. 3.3 beobachtete Vorteil von Erdgasmotoren ist nicht darauf zurückzuführen, dass Erdgasfahrzeuge pro Fahrzeugkilometer weniger HC-Emissionen als Benzin- oder Dieselfahrzeuge aufweisen. Der Vorteil von Erdgasfahrzeugen ist also ein Doppelter: Erdgasfahrzeuge emittieren pro Fahrzeugkilometer weniger kg HC; und diese HC-Emissionen sind zudem pro Kilogramm weniger schädigend als ein kg HC aus einem Benzin- oder Dieselmotor.

Wie erwähnt wurde bei dieser Rechnung für die Bewertung von Methan ein Ökofaktor basierend auf der Treibhausgaswirkung von Methan eingesetzt. Dieser ist 4200 UBP/kg. Der Ökofaktor für NMVOC ist 32'000 UBP/kg. Dies ist relevant, da ein Grossteil der Ergdas-HC-Abgase aus Methan bestehen, bei den anderen Motoren aber nur ein paar Prozente. Das heisst allein durch die Aufteilung der gemessenen HC-Emissionen in einen Methan-Teil und einen NMVOC-Teil ergeben sich bedeutsame Verschiebungen. Wird allein der Methanteil in den HC-Emissionen mit 4200 statt 32'000 bewertet, ergibt sich ein Ökofaktor von 30'600 pro kg HC für Benzin- oder Dieselmotoren, aber ein Ökofaktor von 7'640 pro kg HC für Erdgasmotoren. Diese teilweise Differenzierung unterschlägt aber die massiv verschiedenen Wirkungen der Einzelsubstanzen in der NMVOC-Klasse, welche dagegen in Tab. 3.3 alle berücksichtigt wurden.


Andere Studien

Studie Ecotraffic Schweden In einer schwedischen Studie [Ahlvik et al. 2000] wurde gefunden, dass CNG-PKW nur 97% des Ozonbildungspotentials eines Benzin-PKWs hat pro Fzkm. In dieser Rechnung wurde allerdings die absolute HC-Emission pro Fzkm sowie auch das Ozonbildungspotential aus Stickoxiden NOx berücksichtigt und ist deshalb nicht mit den Werten in Tab. 3.3 vergleichbar.

Erkenntnisse der Abteilung Verbrennungsmotoren der EMPA An der EMPA wurde von der Abteilung Verbrennungsmotoren ein ausführliches Projekt zur Messung von Einzelsubstanzen in Abgasen von 1995 bis 1998 durchgeführt [Bach et al. 1998]. Die darin enthaltenen Resultate werden aber vom Autor als aufgrund grosser technischer Veränderungen nicht mehr aktuell bezeichnet. Neuere Daten insbesondere von originalen, nicht umgerüsteten Erdgasfahrzeugen sind z.Z. nicht greifbar. Weitere Ausführungen von Christian Bach, EMPA, aus einer persönlichen Mitteilung vom 19. August 2003:

"Wir haben im Projekt "Wirkungsorientierte Bewertung von Automobilabgasen" (1995 - 1998) u.a. die Kohlenwasserstoffe spezifiziert und anhand der Ozonreaktivität der Einzelkomponenten das Ozonbildungspotential der Kohlenwasserstoffe bestimmt. Der Bericht ist leider vergriffen und die Daten aufgrund grosser technischer Veränderungen sowohl bei Benzin- und Dieselfahrzeugen wie auch bei Erdgasfahrzeugen nicht mehr aktuell. Nachstehende Hauptaussagen gelten qualitativ sicher nach wie vor, aber man müsste sie neu quantifizieren:

- CNG-Fzge haben ein wesentlich niedrigeres Ozonbildungspotential der Kohlenwasserstoffe als Benzin- und Diesel-Fzge

- CNG-Fzge haben niedrigere Benzolemissionen als Benzinfahrzeuge

- CNG-Fzge weisen 20 % niedrigere CO2-Emissionen auf als Benzinfahrzeuge

- Die Emissionen von CNG-Fzge weisen eine wesentlich geringere Abhängigkeit von der Starttemperatur auf als Benzin-Fzge.

Bis heute wurden Erdgasfahrzeuge in der Regel von werksunabhängigen Firmen umgerüstet. Die dabei verwendeten Umrüstsätze waren technologisch sehr bescheiden und störanfällig und die Fahrzeuge wiesen im realen Verkehr teilweise sehr hohe Emissionen auf. Heute werden Erdgasfahrzeuge zunehmen von Automobilherstellern auf einem hohen technischen Stand angeboten. Leider haben wir von solchen Fahrzeugen noch keine Daten.

Wir entwickeln selber einen sehr sauberen Erdgasantrieb, die neben den Euro-4- auch die kalifornischen SULEV-Vorschriften einhalten und 30 % weniger CO2 emittieren soll. Die Gesamtkohlenwasserstoffe im Europäischen Fahrzeugklus liegen bei 0.1 g/km und im FTP-Zyklus bei 0.04 g/km, wobei CH4 über 90 % ausmacht.

Generell kann noch gesagt werden, dass das VOC-Profil stark vom verwendeten Treibstoff abhängt (z.B. MTBE-Gehalt, Aromaten, ...) und sich diesbezüglich zur Zeit ebenfalls einiges bewegt.

Wir haben ein Projekt in der Planung, in dem das Emissionsverhalten von neuen OEM-CNG-Fahrzeugen im Vergleich zu Benzin-Fzgen untersucht werden soll. Ich hoffe, dass das Projekt zustandekommt und wir dann Daten zur Verfügung haben."

Soweit Christian Bach, Abteilungsleiter Verbrennungsmotoren der EMPA.

Fazit

Für die Fahrzeug-Bewertungen wird vorgeschlagen provisorisch von den vorhandenen Werten bzw. Bandbreiten in Tab. 3.3 auszugehen. Kann nur ein einziger Wert eingesetzt werden, wird vorgeschlagen die Werte aus der Zeile 'Arithmetisches Mittel CML'01' einzusetzen. Letztere Werte berücksichtigen mehrere moderne Methoden der Sommersmogbewertung und repräsentieren die gefundenen Tendenzen gut. Demnach hätte ein kg HC-Emissionen aus einem Erdgasfahrzeug nur rund 17% der Somersmog-Wirkung von einem kg HC-Emission aus einem Benzin- oder Dieselfahrzeug.

Gleichzeitig muss darauf hingewiesen werden, dass die gefundenen Ökofaktoren stark von den zugrundeliegenden VOC-Profilen (Tab. 3.1) abhängen. Diese entsprechen den zur Zeit greifbaren Angaben aus der Literatur, sind aber


leider nicht durchgehend vollständig. So ist der grosse Unterschied zwischen Benzin und Diesel auf der Zeile 'POCP high NOx' in Tab. 3.3 vermutlich auf fehlende Einträge beim Diesel-VOC-Profil für i-Pentan, Hexan, Heptan, Octan, 1,2,4-Trimethylbenzol, 1,3,5-Trimethylbenzol zurückzuführen. Diese Einträge machen im Benzin-VOC-Profil einen bedeutenden Teil der Belastung aus, fehlen aber bei Diesel. Auch sind die VOC-Profile variabel und hängen von Motorenentwicklung und auch der Treibstoffzusammensetzung ab, welche sich mit der Zeit ändern (siehe Abschnitt 'Erkenntnisse der Abteilung Verbrennungsmotoren der EMPA' auf Seite 37). Diese Änderungen können – aber müssen nicht – für das Resultat relevant werden. In diesem Sinne kann also nahegelegt werden die vorliegenden Bewertungsfaktoren als provisorisch anzusehen. Falls sich die hier abgeschätzten Beiträge als sensitiv für das Gesamtresultat zeigen sollten, müssen allenfalls aktuellere und ausführlichere VOC-Profile recherchiert werden. In CML'01 werden knapp 400 verschiedene VOC Substanzen bewertet.

4 Belastungen aus der Precombustion

Einführung

Belastungen durch PKW-Gebrauch stammen nicht nur aus dem Betrieb, sondern auch aus vorgelagerten Prozessen wie zum Beispiel der Fahrzeugherstellung, dem Bereitstellen des Treibstoffes, oder auch aus der Erstellung und Unterhalt der Strasseninfrastruktur, welche anteilsmässig einer Fahrt angelastet werden kann. Unter einer Lebenszyklus-Optik sind auch nachfolgende Belastung vorhanden, so z.B. alle Entsorgungsprozesse der benötigten Materialien (des Fahrzeuges oder z.B. des Altöls). Im Folgenden wird aber nur auf die Bereitstellung des Treibstoffes, der sogenannten Precombustion32 eingegangen.

Fragestellung

Es soll abgeklärt werden, wie gross der Unterschied zwischen zwei Vorgehensweisen der Bewertung der Precombustion ist. Die zwei Varianten sind:

1. Teilweise Bewertung nur der limitierten Schadstoffe (CH4, CO2, CO, NMVOC, NOx, PM)

2. Vollständige Bewertung aller Schadstoffe und Umweltwirkungen

Vorgehen

Für Variante 1. (und 2.) wird der neue Ökofaktor für Kohlenmonoxid aus Kapitel 2.1.1 'Berechnung des Ökofaktors für Kohlenmonoxid' auf Seite 7 verwendet. Aus Sicht der Ökobilanzierung ist eine vollständige Bewertung (Variante 2.) vorzuziehen, da so die Gefahr des Übersehens wichtiger Umweltwirkungen verringert wird.

Ausführliche Daten zu gesamthaften Emissionen aus der Precombustion verschiedener Treibstoffe wurden in [ESU 1996] zusammengestellt. Die folgenden Daten basieren auf den Angaben aus diesem Standardwerk.

32 Pre-combustion = "vor der Verbrennung" = Alle Prozesse vor der Verbrennung eines Treibstoffes. Bei einem

Elektrofahrzeug wäre die Precombustion sinngemäss die Bereitstellung von Elektrizität.


Resultate und Diskussion

Wie in Tab. 4.1 ersichtlich erzeugen die beiden Treibstoffe Benzin und Diesel pro Tonne nicht dieselben Umweltbelastungen. Die Belastung durch Diesel ist um ca. 30% besser als die Benzin-Precombustion. Erdgas und Elektrizität kann in dieser Darstellung nicht direkt mit den beiden anderen Treibstoffen verglichen werden, da Erdgas und Elektrizität in Terajoule (TJ), die flüssigen Treibstoffe aber in Tonnen angegeben sind. Aber auch Erdgas und Elektrizität sind hier nicht direkt vergleichbar, da sie unterschiedliche Exergie besitzen.

Benzin bleifrei ab Regionallager CH

Diesel ab Regionallager CH

Erdgas ND-Abnehmer CH

Strom Nieder-spannung - Bezug in CH Import

MUBP/t MUBP/t MUBP/TJ MUBP/TJ Variante 1. CH4, CO2, CO, NMVOC, NOx, PM 825'087 597'151 6'638'315 15'455'730 Variante 2. Gesamtbewertung (UBP'97 + CO) 1'241'663 894'230 10'368'360 106'563'422 Ignorierte Umweltbelastung in Variante 1 34% 33% 36% 85% Tab. 4.1 Bewertete Umweltbelastung aus der Precombustion von Benzin, Diesel (pro Tonne) und Erdgas (pro

Terajoule).

Der Unterschied zwischen einer vollständigen Bewertung (Variante 2) und einer beschränkten Bewertung nur der limitierten Schadstoffe (Variante 1) ist bei allen vier Beispielen erheblich. Bei einer Vorgehensweise nach Variante 1 würde rund ein Drittel bis vier Fünftel der Umweltbelastung der Precombustion nicht sichtbar und daher ignoriert. Da dies einen stattlichen Teil der bewertbaren Umweltbelastung darstellt, ist zu empfehlen, Variante 2 anzuwenden und alle Schadstoffe zu bewerten. Dies umsomehr als die Berechnung mit dem Faktor der einen oder anderen Variante bei der Fahrzeugbewertung keiner zusätzlichen Anstrengung bedarf.

Da in Kapitel 3 'Relevanz der Aufteilung der HC-Emissionen' auf Seite 32 eine differenzierende Bewertung von NMVOC-Emissionen hergeleitet und für Abgasemissionen empfohlen wurde, müsste diese aus Konsistenzgründen auch hier für die Precombustion verwendet werden. Der Einfluss ist in den drei Beispielen nummerisch gering (<6%). Siehe dazu Tab. 4.2.

Mit differenzierender NMVOC-Bewertung Benzin bleifrei ab Regionallager CH




MUBP /t MUBP /t MUBP/TJ MUBP/TJ Variante 1. CH4, CO2, CO, NMVOC, NOx, PM 845'601 599'536 6'241'830 15'485'074 Variante 2. Gesamtbewertung (UBP'97 + CO) 1'263'089 897'465 9'988'229 106'622'116 Ignorierte Umweltbelastung in Variante 1 33% 33% 38% 85% Tab. 4.2 Bewertete Umweltbelastung aus der Precombustion von Benzin und Diesel mit differenzierender NMVOC-

Bewertung.

Ähnlich sollte aus Konsistenzgründen auch die Neuerung der Bewertung der Lärmbelastung (Kapitel 2.2.4 'Berechnung des Ökofaktors für Lärmbelastung' auf Seite 10) berücksichtigt werden. Nicht nur im Fahrzeugbetrieb treten solche Lärmbelastungen auf, sondern auch in der Precombustion, z.B. für den Transport von Treibstoffen (Tanklastwagen) oder für andere Materialtransporte. Eine genaue Bewertung gestaltet sich schwierig, da in der Ökobilanzdaten der ETH lediglich Umweltbelastungen in der Form von stofflichen Emissionen oder Ressourcenentnahmen aufgeführt werden, d.h. Austausch mit der natürlichen Umwelt. Bei der Lärmbewertung


müssten Fahrleistungen in Fzkm bewertet werden können. Eine solche Bewertung von Technosphären-Prozessen ist nicht generell vorgesehen33.

Zur Bewertung der Precombustion sollten die vollständig bewerteten Umwelteinwirkungen (Variante 2) verwendet werden. Aus Konsistenzgründen sollten die differenzierten Bewertungen von NMVOC-Emissionen verwendet werden (Zeile 2 in Tab. 4.2).

Umrechnung auf übliche Einheiten Treibstoffe werden im Automobilbereich mit anderen Einheiten angegeben als in der Ecoinvent-Datenbank der ETH Zürich: Liter für flüssige Treibstoffe, Norm-Kubikmeter (Nm3) für Erdgas, Kilowattstunden (kWh) für Elektrizität. Zur Umrechung werden die Angaben in Tab. 4.3 verwendet. Ein Terajoule sind 1 Million Megajoule (MJ).

Einheit Benzin Dichte kg/l 0.75 Diesel Dichte kg/l 0.84 Erdgas unterer Heizwert MJ/Nm3 36.4 Strom kWh/MJ 1/3.6=0.2778 Tab. 4.3 Angaben zur Umrechung der Einheiten der Treibstoffe (ESU 1996)

Die umgerechneten Precombustion-Belastungen pro Einheit Treibstoff sind in Tab. 4.4 angegeben. Zu Sensitivitätszwecken werden Precombustion-Belastungen berechnet mit der Methode Eco-indicator'99 (3 Archetypen) ebenfalls angegeben. Die verschiedenen 'Punkte' sind nicht miteinander verrechenbar, auch nicht beim Eco-indicator'99.

Methode Einheit Benzin bleifrei ab Regionallager CH




Pro Liter Pro Liter Pro Nm3 Pro kWh MUBP'97 1 MUBP-Punkte 947.3 753.9 363.6 29.62 EI'99 EE EI'99 EE-

Punkte 0.1342 0.133 0.1322 0.000934

EI'99 HA EI'99 HA-Punkte

0.1621 0.1607 0.1566 0.0007926

EI'99 II EI'99 II-Punkte 0.0352 0.02726 0.01469 0.003915 Tab. 4.4 Precombustion-Belastungen pro Einheit Treibstoff

1 Mit differenzierender NMVOC-Bewertung

33 In den ETH-Daten werden jedoch Emissionen, welche sich aus Transportprozessen ergeben separat bilanziert. So

werden z.B. Kohlendioxidemissionen aus Transportprozessen als 'CO2 m' bilanziert, wobei m für 'mobile Quelle' steht. Eine Möglichkeit wäre aus diesen 'mobilen Emissionen' Fahrzeugleistungen zurückzurechnen. Dies ist allerdings nicht einwandfrei möglich, da Emissionen verschiedener Fahrzeuge mit verschiedenen Verbäuchen in dieser Zahl aggregiert sind. Auch sind mobile Quellen nicht nur Strassenfahrzeuge. Auch z.B. Tankschiffe sind darin eingeschlossen. Für die betrachteten Precombustion-Prozesse wurden für die vorliegende Studie die verursachten Strassenfahrleistungen von LKW und PKW eruiert. Die daraus sich ergebenden Lärmbelastungen sind in der Grössenordnung von <2% der Gesamtbelastung. Für diese Prozesse ist die Vernachlässigung der Lärmbelastung klein. Dies gilt aber nicht generell für beliebige Prozesse.


5 Zusammenfassung und empfohlenes Vorgehen

Im folgenden werden die Erkenntnisse aus den vorangegangenen Kapiteln zusammengefasst. Das Vorgehen um Umweltbelastungen in MUBP'97-Punkten zu erhalten wird beschrieben.

Meistens können die erfassten Fahrzeug-Messgrössen direkt mit einem geeigneten Ökofaktor multipliziert werden. Eine Ausnahme ist Lärmbelastung ausgedrückt als Lärm-Typenprüfwert aufgrund der logarithmischen Natur der Dezibel-Skala.

Für die HC-Emissionen wird empfohlen einen differenzierten Ansatz zu verwenden, d.h. nicht die HC-Emissionen pauschal zu bewerten, sondern eine Auftrennung in Einzelsubstanzen zu berücksichtigen. Die Ergebnisse für Erdgas-HC und Benzin- oder Dielsel-HC sind wesentlich verschieden. Basierend auf typischen HC-Einzelsubstanz-Profilen resultieren Ökofaktoren für HC-Emissonen, welche aber je nach Treibstoff verschieden sind. Aufgrund der lückenhaften HC-Profile sind die vorliegenden Ergebnisse aber als provisorisch anzusehen. Falls sich die hier abgeschätzten Beiträge als sensitiv für das Gesamtresultat zeigen sollten, müssen allenfalls ausführlichere VOC-Profile recherchiert werden.

Bei der Precombustion ist eine Vernachlässigung der Bewertung von nicht-limiterten Schadstoffen nicht statthaft, da diese wesentliche Anteile der Gesamtbelastung tragen. Die Werte in Tabelle Tab. 5.1 basieren auf einer Bewertung aller Schadstoffe, sowie aus Konsistenzgründen einer differenzierten Bewertung der VOC/HC-Emissionen.

Bewertete Grösse Einheit der bewerteten Grösse

Bewertung

Kohlenmonoxid-Emissionen kg CO Multiplizieren mit CO-Ökofaktor von 1012 MUBP/kg CO

Lärmbelastung ausgedrückt im Lärm-Typenprüfwert Lp

Dezibel Für durchschnittlichen1 Fahrzeitpunkt eines PKWs (Tag/Nacht): Lp einsetzen in die Formel 10

a!LP+ b( )

mit a = 0.099962 und b = –6.243371 HC-Emissionen kg HC (=kg VOC) Multiplizieren mit einem Faktor 2

für Benzin: 52'800 MUBP/kg HC für Diesel: 52'600 MUBP/kg HC für Erdgas: 9'040 MUBP/kg HC

Precombustion Benzin Liter Benzin Multiplizieren mit einem Faktor von 947.3 MUBP/l

Precombustion Diesel Liter Diesel Multiplizieren mit einem Faktor von 753.9 MUBP/l

Precombustion Erdgas Normkubikmeter Nm3 Erdgas

Multiplizieren mit einem Faktor von 363.6 MUBP/Nm3

'Precombustion' Elektrizität kWh CH Strom Multiplizieren mit einem Faktor von 29.62 MUBP/kWh

Tab. 5.1 Zusammenfassung der hier ermittelten Bewertungsschritte

1 Für reine Nachtfahrten oder reine Tagfahrten sind andere Parameter a und b einzusetzen. Siehe dazu Kapitel 2.3.11 'Vereinfachte Formel Lärmbewertung' auf Seite 29. Dies sind approximative Formeln. Die genaue Berechnungsweise ist im Kapitel 2.3 'Lärmbelastung aus Fahrzeugen' auf Seite 14 ausführlich erläutert und auch als Excel-Blatt verfügbar.

2 Hier Durchschnitt der Bewertung mit CML'01. Der Ökofaktor hängt stark von der angewandten Bewertung für Sommersmog ab. Andere Faktoren sind in Tab. 3.3 auf Seite 36 angegeben.


Anhang A

Lärmspezifische Bewertung der Fahrzeuge mit der DALY-Skala

Im Kapitel 2.3 'Lärmbelastung aus Fahrzeugen' auf Seite 14 und Kapitel 2.4 'Resultate Belastungen durch Lärm' auf Seite 30 wurde die Bewertung von Fahrzeugen innerhalb der MUBP-Methodik vorgestellt. Die Resultate dieser Bewertung sind MUBP-Punkte. Es besteht eine relativ leichte Möglichkeit die Resultate dieser Berechnung in der Einheit DALY (disability adjusted life years34) darzustellen.

Wie in Fig. 2.7, Box D, auf Seite 16 ersichtlich, wird in der MUBP via Anzahl lärmbelasteter Personen gerechnet. Statt diese zusätzlichen, 'stark lärmgestörten' Personen direkt mit einem Ökofaktor zu bewerten, können aus diesen Zahlen auch DALYs berechnet werden. Die Schwere der verursachten Schäden pro Person (d.h. pro Fall) werden mit den sogenannten 'disability weights' ausgedrückt. Disability weights bewegen sich im Bereich zwischen Null und Eins. Dabei bedeutet gemäss WHO-Konvention ein Wert von Null perfekte Gesundheit, bzw. keine Beeinträchtigung und ein Wert von Eins Tod. Ruedi Müller-Wenk hat in [BUWAL 2002] mittels standardisierten Umfragen bei Ärzten solche disability weights für die lärmverursachten Schäden 'Kommunikationsstörung' (Tags) und 'Schlafstörung' (Nachts) eruiert. Pro lärmgestörte Person können diese Werte als Gewichtungsfaktoren für die Schäden Tags respektive Nachts verwendet werden.

Disability weight pro Fall 'Kommunikationsstörung' 0.033 'Schlafstörung' 0.055 Tab. A.1 Disability weight pro Fall [BUWAL 2002]

Die DALY-Einheit enthält auch ein zeitliches Element, da die DALY-Einheit 'Jahre gelebt mit Krankheit' ausdrücken soll. Das heisst die Berechnung der DALYs entspricht dem Produkt aus:

- Anzahl Fälle (betroffene Personen)

- disability weight

- Dauer der Beeinträchtigung

Bezüglich der Dauer der Beeinträchtigung ist anzumerken, dass die zusätzlich lärmgestörten Personen als Ausdruck der Verschärfung einer bereits chronischen, d.h. dauerenden Belastung zu verstehen sind. Die ganze Schweizer Bevölkerung ist Tags und Nachts einem gewissen Lärmpegel ausgesetzt (Exposition in Fig. 2.4 auf Seite 13). Diese Exposition ist mehr oder wenig ständig vorhanden. Eine Lärmerhöhung verschärft die Belastungssituation der Bevölkerung. Die berechneten, zusätzlich lärmgestörten Personen pro Fzkm sind ein Mass für diese erhöhte Belastung. Obwohl die Vorbeifahrt eines einzelnen Fahrzeuges an einem bestimmten Wohnort nur von kurzer Dauer ist, entsprechen die dadurch ausgelösten Belastungen einer Verschärfung einer chronischen Beeinträchtigung.

Die in [BUWAL 2002] eruierten disability weights beziehen sich ebenfalls auf die chronische Beeinträchtigung durch Lärmschäden. D.h. die Beeinträchtigung 'Schlafstörung' findet nicht nur während der Schlafenszeit statt, sondern wirkt sich auch auf den ganzen Tag aus. Ebenso findet die Beeinträchtigung 'Kommunikationsstörung' nicht nur während Kommunikationshandlungen statt, sondern beeinträchtigt die betroffene Person chronisch, d.h. während des ganzen Tages. Die berechneten Pegel-Erhöhungen DeltaLeq gelten in der ganzen Schweiz über ein ganzes Jahr.

34 Anzahl Lebensjahre, welche mit Krankheit zugebracht wurden, gewichtet gemäss der Ernsthaftigkeit der Erkrankung.


Die Dauer der Belastung ist somit 1 Jahr pro berechnete, zusätzlich lärmgestörte Person35. Siehe auch [BUWAL 2002:41]. Pro zusätzliche stark lärmgestörte Person am Tag können also 0.033 DALYs und 0.055 DALYs in der Nacht gezählt werden.

Resultate Die resultierenden DALY-Belastungen aus verschiedenen Typenprüfwerten (Fig. A.1) ist von ähnlicher Struktur wie die MUBP-Belastungen (Fig. 2.14 auf Seite 31). Der Hauptunterschied ist jedoch, dass im Vergleich zu einer Durchschnittsfahrt eine reine Nachtfahrt noch belastender ist (Faktor 8.2). Eine reine Tagesfahrt dagegen rund 54% weniger belastend als eine Durchschnittsfahrt. D.h. die Werte auf der DALY-Skala sind noch weiter gestreut als auf der MUBP-Skala.

0

0.000002

0.000004

0.000006

0.000008

0.00001

0.000012

0.000014

0.000016

0.000018

0.00002

69.0 69.5 70.0 70.5 71.0 71.5 72.0 72.5 73.0 73.5 74.0 74.5 75.0

Typenprüfwert dB

Nachts

avg.

Tags

Fig. A.1 Resultate der Lärm-Bewertung für Typenprüfwerte von 69 bis 75 dB für reine Nachtfahrten (hohe Werte), reine Tagesfahrten (tiefe Werte) und Durchschnittsfahrten (mittlere Werte bei 7% Nachtfahrten). Umweltbelastung in DALYs.

Vereinfachte Bewertungs-Formeln für DALYs Auch für DALYs können vereinfachte Formeln angegeben werden (vergl. Kapitel 2.3.11 'Vereinfachte Formel Lärmbewertung' auf Seite 29). Es gilt die eine verwandte approximative Relation.

Gleichung 21 UB

L! K "10

a"LP+ b( )

wobei

LP Lärm-Typenprüfwert (in dB)

35 Die Zeitdauer von einem Jahr ist einerseits durch die Betrachtung der Verkehrszunahme während eines Jahres bei der

Berechnung der zusätzlich zurückgelegten Fahrzegkilometer zum einen (s. Kapitel 2.3.9 'Zusätzliches Verkehrsaufkommen' auf Seite 28) und zum anderen durch den Bezug der disability weights auf 'ein Jahr (chronische) Krankheit' gegeben. Wären die Beschwerden von kürzerer Dauer, würden reduzierte DALY-Werte resultieren.


UBL Umweltbelastung durch Lärm pro Fahrzeugkilometer (in DALY)

a,b,K Parameter der Regression

Für die Parameter a, b und K müssen je nach Fahrzeit (Tags, Nachts, Durchschnitt) verschiedenen Werte eingesetzt werden. Diese Werte sind in Tab. A.2 gegeben.

Steigung a Achsenabschnitt b Faktor K Durchschnittsfahrt 0.099962 dB-1 -6.243371 1.23406⋅10-7 DALY reine Tagesfahrt 0.09998766 dB-1 -6.3738654 7.60872⋅10-8 DALY reine Nachtfahrt 0.0999043 dB-1 -5.5943622 2.30486⋅10-7 DALY Tab. A.2 Parameter für approximative Berechnung der Lärmbelastung aus Lärm-Typenprüfwert LP in DALY.

Die Approximations-Gleichung 21 ist für Lärm-Typenprüfwerte LP im Bereich 0 bis 75 dB anwendbar bei einer Abweichung gegenüber der exakten Berechnung von geringer als +/- 0.3% für alle Fahrten-Typen (Tag, Nacht, Durchschnitt).

Anhang B

Umrechung DALY in Eco-indicator99-Punkte

In Eco-indicator99 werden DALYs zur Beschreibung von Gesundheitsschäden verwendet [Goedkoop et al. 2000a]. Diese DALY-Werte können in Eco-indicator99-Punkte umgerechnet. Diese Umrechnung enthält folgende Schritte:

- Dividieren mit dem Normalisierungswert für DALYS (jährliche europäische Belastung pro Kopf) [Goedkoop et al. 2000a:98]

- Multiplizieren mit dem Gewichtungsfaktor für Human-Gesundheitsschäden

- Multiplizieren mit einem Skalierungs-Faktor von 100036 [Goedkoop et al. 2000a:103]

Die ersten zwei Schritte verwenden je nach kulturellem Archetypen (Hierarchist, Egalitärer, Individualist) verschiedene Werte.

Zudem wendet der Individualist DALYs mit sogenanntem 'age-weighting' an, d.h. Gesundheitsschäden an sehr jungen oder sehr alten Menschen werden geringer gewichtet als Schäden an Menschen zwischen 10 und 60 Jahren [Goedkoop et al. 2000a:31]. DALYs mit age-weighting werden mit DALY (0,1) bezeichnet; DALYs ohne age-weighting mit DALY (0,0). Für die vorliegende Studie war es nicht möglich den Einfluss des age-weigthing auf die Lärm-DALYs genau zu ermitteln. Bei anderen Schadensbewertungen in Eco-indicator'99 liegen jedoch DALY (0,1)-Werte üblicherweise nur 10% unter den DALY (0,0)-Werten. Dieser generische Wert wird hier als Schätzwert übernommen.

36 Aufgrund dieses Faktors werden Ecoindicator-Punkte auch mit 'millipoints' oder 'mPt' bezeichnet; so z.B. in

[Goedkoop et al. 2000b]. Diese Bezeichnung wird aber nicht konsequent verwendet und so werden in [Goedkoop et al. 2000a] 'millipoints' auch als 'Points' bezeichnet. Im vorliegenden Bericht sind alle Eco-indicator99-Punkte als 'millipoints' (also inkl. Faktor 1000) zu verstehen, werden aber als EI99-Punkte bezeichnet.


Da hier die Lärmbelastung neu und zusätzlich bewertet wird, sollte diese Belastung auch in den Normalisierungswerten (jährliche europäische Belastung pro Kopf) berücksichtigt werden37. Hier wird aber trotz der wahrscheinlichen Relevanz empfohlen den Normalisierungswert nicht zu verändern. Dies um einerseits kompatibel mit Eco-indicator-Punkten aus andern Emissionen und in anderen Studien zu bleiben, und zum anderen aus Gründen des Aufwandes (Eine Änderung des Normaliserungswertes bedingt eine Neuberechnung aller bisher berechneten Eco-indicator'99-Werte).

Es ergeben sich folgende Parameter

Parameter Egalitärer Hierarchist Individualist Normalisierungswert DALY/a 0.0155 0.0154 0.00825 Divisor Gewichtungsfaktor Human-Gesundheitsschäden

% 30% 40% 55% Faktor

Faktor für Age weighting – 1.0 1.0 0.9 Faktor Tab. B.1 Parameter zur Umrechnung von DALYs in Eco-indicator99-Punkte

Zusammen mit dem Skalierungsfaktor 1000 ergeben sich folgende Umrechnungsfaktoren für DALYs in Eco-indicator99-Punkte

Parameter Egalitärer Hierarchist Individualist Einheit EI'99 EE-Punkte EI'99 HA-Punkte EI'99 II-Punkte Umrechnungsfaktor Punkte/DALY 19'350 25'970 60'000 Tab. B.2 Umrechnungsfaktoren für DALYs in Eco-indicator99-Punkte.

Beispiel: Aus der Approximations-Gleichung 21 auf Seite 43 oder auch der Fig. A.1 auf Seite 43 ist ersichtlich, dass ein Fahrzeug mit Typenprüfwert 74.5 dB rund 0.000002 DALYs erzeugt. Daraus ergeben sich 0.0387 EI'99 EE-Punkte oder 0.05194 EI'99 HA-Punkte. Diese Punktewerte sind nicht weiter miteinander verrechenbar.

Dass der Umrechnungsfaktor Punkte/DALY für den Individualisten so hoch ist, erklärt sich durch die Tatsache, dass der Normalisierungswert des Individualisten kleiner ist als derjenige der anderen beiden Archetypen. Dies erklärt sich wiederum dadurch, dass der Individualist nur wenige Schäden berücksichtigt. D.h. in der Werte-Welt des Individualisten gibt es nur wenige Umweltschäden. Dementsprechend macht ein (1) DALY einen grösseren und bedeutenderen Anteil der gesamten Umweltschäden aus und erhält so für den Individualisten relativ mehr Gewicht.

Anhang C

HC-Emissionen gemäss Eco-indicator'99

Zu Sensitivitätszwecken können die Umweltbelastungen der Fahrzeuge auch mit der Eco-indicator'99-Methode bewertet werden. Für die HC-Emissionen aus dem Abgas verschiedener Treibstoffe sind dabei folgende Werte zu verwenden:

37 In [BUWAL 2002:60] sind die Resultate einer holländischen Studie wiedergegeben, wonach die Lärmbelastung in den

Niederlanden rund 30'000 DALYs pro Jahr beträgt [De Hollander et al. 1999]. Holland kann aufgrund der Bevölkerungs- und Strassennetzdichte als stark lärmexponiertes Land gelten. Die dort festgestellten Belastungen sind daher s.w. eher hohe Werte. Mit einer Bevölkerung von 15.3 Millionen ergibt das pro Kopf 0.00196 DALY/a. Vergleicht man diesen Wert mit dem bestehenden Normalisierungswert von pro Kopf 0.0154 DALY/a so wird klar, dass die Lärmbelastungen einen wesentlichen Teil der gesamten europäischen Umweltbelastung ausmachen können.


EI99 Punkte/ kg HC EI99 EE EI99 HA EI99 II Benzin 0.03107 0.04169 0.09793 Diesel 0.03021 0.04054 0.09218 CNG 0.0783 0.1051 0.2682 Tab. C.1 Umweltbelastung pro Kilogramm HC gemäss Eco-indicator'99

Es fällt auf, dass hier – im Gegensatz zu der MUBP'97-Methode – die HC aus Erdgasmotoren pro Kilogramm 2.5-mal höhere Belastungen erzeugen als bei den Benzin- oder Dieselmotoren. Dies ist darauf zurückzuführen, dass in Erdgas-HC viel Methan vorhanden ist, welches auch als Treibhausgas wirkt. In Ecoindicator'99 werden die Schäden aus Treibhausgasen rund 300mal höher Gewichtet als aus Sommersmog. Erdgas-HC sind in Eco-indicator'99 umweltbelastender wegen ihres Treibhauseffektes; nicht wegen Sommersmog.

Anhang D

Neuer Ökofaktor Energie gemäss Zielen 2000-Watt Gesellschaft

In UBP'97 werden Energieträger gemäss ihres Primärenergiegehaltes bewertet. Als Primärenergie gilt die Energie in Energieträger-Ressourcen wie Rohöl, Köhle, Erdgas, Uran sowie Wasserkraft (potentielle Energie in Wasser). Als kritischer Fluss wurden in UBP'97 die Zielwerte des Programmes Energie 2000 sowie der Kyoto-Protokolles herangezogen.

Alternativ können die Zielwerte der 'Strategie Nachhaltigkeit' des Bundes benützt werden (ARE 2002). Im Energiebereich (Massnahme 9 "Weiterentwicklung der Energie- und Klimapolitik") wird dabei die 2000 Watt-Gesellschaft anvisiert. Bei 7 Millionen Einwohnern ergibt das einen kritischen Fluss von 122.6 Milliarden Kilowattstunden, resp. 441'500 Terajoule. Der aktuelle Fluss (1995) beträgt 1'026'990 Terajoule (BUWAL 1998a:88). Daraus berechnet sich ein neuer Ökofaktor von 5.27 MUBP pro Megajoule Primärenergie38. Dieser Ökofaktor kann bei allen fossilen Energieträgern sowie Wasserkraft verbucht werden39.

38 Dies ist wesentlich höher als der alte Ökofaktor von 1 MUBP pro Megajoule Primärenergie. Mit diesem Faktor macht

die Primärenergie nur etwa 1-10% der Precombustionbelastungen aus. 39 Andere erneuerbare Energien wie Solarthermie, Photovoltaik, Erdwärme, Wind, Biomasse werden gemäss (BUWAL

1998a) nicht berücksichtigt. Als – diskutablen – Grund wird angegeben, dass bei diesen Energieträgern – im Gegensatz zu Wasserkraft "das nutzbare Potential nicht bereits zu signifikanten Anteilen realisiert ist".


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Knappheit – Ökofaktoren 1997", BUWAL Schriftenreihe Umwelt Nr. 297, ÖBU, Februar 1998

BUWAL 1998b BUWAL, "Ökoprofile von Treibstoffen" Umwelt-Materialien UM Nr. 104. Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft, Bern.

BUWAL 2000a BUWAL, "Vom Menschen verursachte Luftschadstoff-Emissionen in der Schweiz von 1900 bis 2010 – Kohlenmonoxid", Bern, 2000, http://www.buwal.ch/luft/d/pdf/e_e_co.pdf

BUWAL 2002 Müller-Wenk R. "Zurechnung von lärmbedingten Gesundheitsschäden auf den Strassenverkehr", BUWAL Schriftenreihe Umwelt Nr. 339, Juli 2002. Download 13. Februar 2003 von http://www.umwelt-schweiz.ch/buwal/shop/files/pdf/phpgatTPo.pdf

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Goedkoop et al. 2000b M. Goedkoop, S. Effting and M. Collignon, " The Eco-indicator 99 - A damge oriented method for Life Cycle Assessment – Manual for Designers", Pré Consultants, Ammersfoort, Holland, 2. Ausgabe. April 2000, Bericht im PDF-Format: http://www.pre.nl/eco-indicator99/ei99-reports.html

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Ergänzung der Gewichtungsmethode für …Ergänzungen zu UBP'97 für Mobilität, Doka Ökobilanzen,...

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