Berichte derBundesanstalt für Straßenwesen

Verkehrstechnik Heft V 125

ISSN 0943-9331ISBN 3-86509-307-8

PM10-Emissionenan Außerortsstraßen

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125

von

Ingo DüringRainer Bösinger

Achim Lohmeyer

Ingenieurbüro Lohmeyer GmbH & Co. KGRadebeul / Karlsruhe

Berichte derBundesanstalt für Straßenwesen

PM10-Emissionenan Außerortsstraßen

Verkehrstechnik Heft V 125

mit Zusatzuntersuchung zumVergleich der PM10-Konzentrationenaus Messungen an der A1 Hamburg

und Ausbreitungsberechnungen

Die Bundesanstalt für Straßenwesen veröffentlicht ihre Arbeits- und Forschungs-ergebnisse in der Schriftenreihe Berichte der Bundesanstalt für Straßenwesen. Die Reihebesteht aus folgenden Unterreihen:

A - AllgemeinesB - Brücken- und IngenieurbauF - FahrzeugtechnikM- Mensch und SicherheitS - StraßenbauV - Verkehrstechnik

Es wird darauf hingewiesen, dass die unter dem Namen der Verfasser veröffentlichtenBerichte nicht in jedem Fall die Ansicht desHerausgebers wiedergeben.

Nachdruck und photomechanische Wieder-gabe, auch auszugsweise, nur mit Genehmi-gung der Bundesanstalt für Straßenwesen, Referat Öffentlichkeitsarbeit.

Die Hefte der Schriftenreihe Berichte derBundesanstalt für Straßenwesen können direkt beim Wirtschaftsverlag NW, Verlag für neue Wissenschaft GmbH, Bgm.-Smidt-Str. 74-76, D-27568 Bremerhaven, Telefon (04 71) 9 45 44 - 0, bezogen werden.

Über die Forschungsergebnisse und ihre Veröffentlichungen wird in Kurzform imInformationsdienst BASt-Info berichtet.Dieser Dienst wird kostenlos abgegeben;Interessenten wenden sich bitte an dieBundesanstalt für Straßenwesen, Referat Öffentlichkeitsarbeit.

Impressum

Bericht zum Forschungsprojekt 02.222/2002/LRB:PM10-Emissionen an Außerortsstraßen

ProjektbetreuungAnja Baum

HerausgeberBundesanstalt für StraßenwesenBrüderstraße 53, D-51427 Bergisch GladbachTelefon: (0 22 04) 43 - 0Telefax: (0 22 04) 43 - 674

RedaktionReferat Öffentlichkeitsarbeit

Druck und VerlagWirtschaftsverlag NWVerlag für neue Wissenschaft GmbHPostfach 10 11 10, D-27511 BremerhavenTelefon: (04 71) 9 45 44 - 0Telefax: (04 71) 9 45 44 77Email: vertrieb@nw-verlag.deInternet: www.nw-verlag.de

ISSN 0943-9331ISBN 3-86509-307-8

Bergisch Gladbach, Juni 2005

Kurzfassung – Abstract

PM10-Emissionen an Außerortsstraßen

Es wurde anhand einer ersten Auswertung derMessdaten an der autobahnähnlichen B 10 bei Karlsruhe und anhand einer Systematisierung wei-terer zugänglicher PM10-Messergebnisse anStraßen im Anwendungsbereich des Merkblattesüber Luftverunreinigungen an Straßen (MLuS 02)eine bessere Anpassung des existierenden Verfah-rens zur Berechnung verkehrsbedingter PM10-Emissionen im Sinne einer schnell verfügbarenpragmatischen Zwischenlösung für diese Straßenerarbeitet.

Mittels der NOx-Tracermethode konnten für die B 10 bei Karlsruhe PM10-Emissionsfaktoren abge-leitet werden. Diese betragen im Wochenmittel 81mg/(km Fzg), wobei an trockenen Werktagen 92mg/(km Fzg) und an trockenen Sonntagen 59mg/(km Fzg) ermittelt wurden. Anhand der Auswer-tung der Inhaltsstoffanalysen wurde u. a. abge-schätzt, dass an trockenen Werktagen ca. 50 %der PM10-Emissionen durch Auspuffemissionenrealisiert werden, ca. 20 % durch Reifenabrieb, we-niger als 1 % durch Bremsabriebe und ca. 30 %durch Straßenabriebe sowie Wiederaufwirbelungvon Schmutzeintrag.

Es wurde in diesen Überlegungen angenommen,dass sich die PM10-Emissionen einer Straße ausden Emissionen des Auspuffs sowie dem Anteilaus Abrieb und dem der Aufwirbelung infolge Rei-fen-, Brems-, Kupplungsbelags- und Straßenabrieb sowie Straßenstaub zusammensetzen.Dabei werden die Emissionen aus dem Auspuff be-stimmt nach dem Handbuch für Emissionsfaktorendes Umweltbundesamtes (HBEFA). Die Emissionenfür Abrieb und Aufwirbelung wurden auf Basis vonaus vorliegenden Messergebnissen abgeleitetenEmissionsfaktoren (getrennt nach Pkw und Lkw)berechnet. Entsprechende Emissionsfaktoren wer-den angegeben. Unterschieden wird nach nichtüberdeckelten Straßen und Tunnelstrecken. FürTunnelstrecken, auf denen die Emissionen offen-bar geringer sind als auf offenen Straßen, werdenniedrigere Pkw-Emissionsfaktoren angesetzt als fürStraßen auf freier Strecke. Unterschieden wirdauch weiterhin in Straßen mit gutem bzw. schlech-tem Straßenzustand. Eine eindeutige Geschwin-digkeitsabhängigkeit konnte aus den verfügbaren

Daten nicht abgeleitet werden. Auch die Regenab-hängigkeit ist weiterhin nicht eindeutig geklärt.

Für die Bestimmung der Kurzzeitbelastung nach22. BImSchV für PM10 und CO wurde auf Basis derAuswertung von Messdaten ein statistischer Zu-sammenhang abgeleitet für die Berechnung derAnzahl von Überschreitungen von 50 µg PM10/m3

als Tagesmittelwert bzw. zur Bestimmung des ma-ximalen gleitenden CO-8h-Wertes aus dem jeweili-gen Jahresmittelwert.

Der Bericht wurde um eine Zusatzuntersuchungzum Vergleich der PM10-Konzentrationen aus Mes-sungen an der A 1 bei Hamburg und Aus-breitungsberechnungen erweitert. Diese Zusatzun-tersuchung enthält als Anhänge eine Fehlerdis-kussion, eine Darstellung des Berechnungsverfah-rens PROKAS zur Bestimmung verkehrserzeugterSchadstoffbelastungen sowie die MLuS-02-Proto-kolle zum PC-Berechnungsverfahren zur Abschät-zung von verkehrsbedingten Schadstoffimmis-sionen nach dem Merkblatt über Luftverunreini-gungen an Straßen der Forschungsgesellschaft fürStraßen- und Verkehrswesen, Version 5.0j vom26.02.2002. Auf die Wiedergabe dieser Anhängewurde in der vorliegenden Veröffentlichung verzich-tet. Sie liegen bei der Bundesanstalt für Straßen-wesen vor und sind dort einsehbar. Verweise aufdie Anhänge wurden zur Information des Lesers imBerichtstext beibehalten.

PM10 Emissions on Rural Roads

The existing procedure for calculating PM10 trafficemissions was improved on the basis of a first analysis of the readings taken at the B 10 arterialroad near Karlsruhe/Baden-Wuerttemberg and onthe basis of other available PM10 readings carriedout near roads. The aim was to use these results toimprove the emission model in MLuS, the code ofpractice on air pollution near roads. It was intendedthat a quick pragmatic procedure should adapt themodel to take into account the new information;the development of a new, scientifically soundmodel was beyond the scope of the project.

3

4

By using NOx as a tracer, it was possible to derivePM10 emission factors for the B 10 near Karlsruhe.The weekly mean values were 81mg/(km/vehicle);on dry weekdays a value of 92mg/(km/vehicle) wasrecorded and on dry Sundays a value of 59mg/(km/vehicle). Based on the analysis of the duston the filters, it was estimated that during dryweekdays approx. 50% of the PM10 emissionswere emitted by the vehicle exhaust, approx. 20%by abrasion of tyres, less than 1% by abrasion ofbrakes and approx. 30% by abrasion of the roadsurface, dust resuspension and emission of external materials.

It was assumed that PM10 emissions on a road aremade up of emissions from exhaust, as well asemissions from abrasion and resuspension causedby tyres, brakes, clutches, the road surface androad dust. The exhaust emissions are determinedusing the official handbook of emission factors(HBEFA), edited by the Federal Environmental Protection Agency (Umweltbundesamt). The emissions for abrasion and resuspension were calculated using emission factors (broken downinto passenger car emission factors and truckemission factors) derived from existing field measurements. The emission factors derived arecontained in the report. Separate data are given foropen roads and tunnels. Lower emission factorswere fixed for passenger cars in tunnels, as emissions are evidently lower in tunnels than onopen roads. As in the procedure used previously, adifferentiation is also made between roads in goodcondition and roads in bad condition. It was notpossible to detect any clear dependence of theemission factors on vehicle speed or rain.

To determine the short-period loading under the22nd BImSchV for PM10 and CO, a statistical relationship was deduced on the basis of fieldmeasurements; this was used to calculate thenumber of times the daily mean of 50 µg PM10/m3

was exceeded and to determine the highest glidingCO 8h value from the annual mean value of PM10and CO.

The report was extended to include an additionalinvestigation to compare the PM10 concentrationsfrom readings on the A 1 near Hamburg as well as propagation calculations. The appendices tothis additional investigation contain an error discussion, a presentation of the PROKAS calculation method for determining pollutant impact caused by traffic and the MLuS 02 protocols

on the PC calculation method to estimate pollutantimmissions in accordance with the Road and Transportation Research Association’s (Forschungsgesellschaft für Straßen- und Ver-kehrswesen) Codes of Practice on Air Pollution on Roads, Version 5.0j of 26.02.2002. This appendices were omitted from this publication.They can be consulted at the Federal Highway Research Institute. References to the appendiceshave been retained in the report text for the reader’s information.

Inhalt

Teil 1: PM10-Emission an Außerorts-straßen

1 Aufgabenstellung . . . . . . . . . . . . . . . . . 11

1.1 Stand der Wissenschaft bei Beginn des Projektes . . . . . . . . . . . . . . 11

1.2 Gesamtziel des Vorhabens . . . . . . . . . . 12

2 Vorgehensweise bei der Bestimmung der Partikel-emissionen an der B 10 . . . . . . . . . . . 12

2.1 Allgemeine Einleitung . . . . . . . . . . . . . . 12

2.2 Methoden zur Bestimmung von PMx-Emissionsfaktoren . . . . . . . . . 14

2.2.1 Die Tracer-Methode . . . . . . . . . . . . . . . . 142.2.2 Rückrechnung mit einem

Ausbreitungsmodell . . . . . . . . . . . . . . . . 152.2.3 Differenzierung der

PMx-Emissionsfaktoren . . . . . . . . . . . . . 152.3 Lage der Messstelle an der B 10 . . . . . 15

2.4 Beschreibung der eingesetzten Mess- und Analyseverfahren an der B 10 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 16

2.4.1 Gravimetrische Erfassung der PM10- und PM2.5-Konzentrationen . . . . 16

2.4.2 Analyse der Filter . . . . . . . . . . . . . . . . . . 172.4.3 Kontinuierliche Erfassung der

PM10-Konzentrationen . . . . . . . . . . . . . 182.4.4 Kontinuierliche Erfassung der

NOx-Konzentrationen . . . . . . . . . . . . . . 182.4.5 Erfassung der meteorologischen

Größen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 182.4.6 Erfassung der verkehrlichen

Parameter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 182.5 Qualitätssicherung der Messungen . . . . 19

2.5.1 Konzentrationsmessungen . . . . . . . . . . 192.5.2 Verkehrszählungen . . . . . . . . . . . . . . . . 19

3 Vorauswertung der B-10-Daten . . . . . 20

3.1 Auswahl des Messzeitraumes . . . . . . . . 20

3.2 Statistische Kenngrößen der Immissionen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 20

3.3 Windverhältnisse . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21

3.4 Immissionszeitreihen (Gravimetrie) . . . . 21

3.5 PMx-Zusatzbelastungen (Gravimetrie) . 21

3.6 Auswahl von Tagen für die Inhalts-stoffanalyse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24

4 Ergebnisse der Datenauswertung für die Tage mit Inhaltsstoff-analyse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 25

4.1 Verkehrsstärken und Fahrzeug-geschwindigkeiten . . . . . . . . . . . . . . . . 25

4.2 PM10-Emissionsfaktoren . . . . . . . . . . . 274.2.1 Allgemeines . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 284.2.2 PM10-Zusatzbelastungen . . . . . . . . . . 284.2.3 PM10-Emissionsfaktoren . . . . . . . . . . . 284.2.4 Tagesgänge und Einflussgrößen . . . . . 294.2.5 Mittlere PMx-Gesamtemissions-

faktoren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 334.3 Inhaltsstoffanalysen und Ableitung

von Quellanteilen für den Verkehr . . . . 344.3.1 Zusammensetzung der Gesamt-

und Zusatzbelastung . . . . . . . . . . . . . . 344.3.2 Differenzierung der PM10-

Emissionsfaktoren nach Quell-anteilen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39

4.4 Wichtigste Ergebnisse der Daten-auswertung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43

4.5 Messunsicherheiten in den bestimmten Emissionsfaktoren . . . . . . 44

5 Messdaten für Autobahnen und autobahnähnliche Straßen . . . . . . . . 45

5.1 Autobahn A 8 bei Zusmarshausen . . . 45

5.2 Autobahn A 4 Bensberg (BASt) . . . . . . 46

5.3 Autobahn A 5 bei Kenzingen und Holzhausen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 47

5.4 Autobahn A 4 bei Jena-Lobeda . . . . . 48

5.5 Autobahn A 1 bei Birrhard und A 4 bei Humlikon (Schweiz) . . . . . . . . . 48

5.6 Stadtautobahn Berlin (Lerchpfad) . . . . 50

5.7 BAB A 14 bei Nehlitz und Zöberitz . . . 51

5.8 BAB A 656 zwischen Mannheim und Heidelberg (BAB-II-Projekt) . . . . . 51

5.9 Messergebnisse aus Tunneln . . . . . . . 53

5.10 Diskussion der vorliegenden Emissionsfaktoren . . . . . . . . . . . . . . . . 56

6 PM10-Emissionsmodellierung . . . . . 57

6.1 Modifiziertes EPA-Modell . . . . . . . . . . 57

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6.2 Neuere Erkenntnisse zu PM10-Emissionsmodellen . . . . . . . . . . . . . . . 58

6.3 Fazit aus den vorliegenden Messdaten an Autobahnen . . . . . . . . . 61

6.4 Empfehlung für ein aktualisiertes PM10-Emissionsmodell . . . . . . . . . . . . 61

6.5 Vergleich des Emissionsansatzes mit vorliegenden Naturdaten . . . . . . . . 63

6.6 Vergleich von Messungen mit Rechnungen nach MLuS . . . . . . . . . . . 64

7 PM10-Überschreitungs-häufigkeiten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 65

7.1 Allgemeines . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 65

7.2 Vorgehensweise . . . . . . . . . . . . . . . . . . 65

7.3 Ergebnisse Datenauswertung . . . . . . . 66

7.4 Statistische Analyse der Daten . . . . . . 69

7.5 Vorschlag für das zukünftige Vorgehen in MLuS . . . . . . . . . . . . . . . . 71

8 Grenzwert für CO-8-Stunden-Mittelwert . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 72

8.1 Vorgehensweise . . . . . . . . . . . . . . . . . . 72

8.2 Ergebnisse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 72

9 Zusammenfassung . . . . . . . . . . . . . . 73

10 Literatur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 78

Teil 2: Zusatzuntersuchung zum Ver-gleich der PM10-Konzentratio-nen aus Messungen an der A 1Hamburg und Ausbreitungsbe-rechnungen

1 Aufgabenstellung . . . . . . . . . . . . . . . . 85

2 Eingangsdaten . . . . . . . . . . . . . . . . . . 85

2.1 Bauliche Gegebenheiten . . . . . . . . . . . 85

2.2 Verkehr . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 85

3 Meteorologie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 87

4 Großräumige Schadstoffvorbe-lastung der Luft . . . . . . . . . . . . . . . . . 87

5 Messdaten an der Autobahn-messstelle Billwerder . . . . . . . . . . . . 88

6 Luftschadstoffemissionen . . . . . . . . 89

6.1 Methode zur Bestimmung der Emissionsfaktoren . . . . . . . . . . . . . . . . 89

6.1.1 Motorbedingte Emissionsfaktoren . . . 89

6.1.2 Nicht motorbedingte Emissions-faktoren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 90

7 Ergebnisse der Ausbreitungs-berechnungen . . . . . . . . . . . . . . . . . . 91

7.1 Berechnungen mit PROKAS . . . . . . . . 917.1.1 Berechnungsverfahren . . . . . . . . . . . . 91

7.1.2 Berechnungsergebnisse und Vergleich mit den Messwerten . . . . . . 92

7.2 Berechnungen mit MLuS . . . . . . . . . . . 92

7.3 Fazit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 93

8 Literatur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 93

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Erläuterungen von Fachausdrücken

PM10

PM ist die Abkürzung für Particulate Matter, d. h.Staub. Die 10 bedeutet vereinfacht ausgedrückt:Es werden Partikel bis zu einem (aerodynamischen)Durchmesser von 10 µm betrachtet. Die PM10-Konzentration ist also die Feinstaubkonzentration.

Emission/Immission

Als Emission bezeichnet man die von einem Fahr-zeug oder anderen Emittenten ausgestoßene Luft-schadstoffmenge in Gramm Schadstoff pro Stun-de. Die in die Atmosphäre emittierten Schadstoffewerden vom Wind verfrachtet und führen im umge-benden Gelände zu Luftschadstoffkonzentratio-nen, den so genannten Immissionen. Diese Immis-sionen stellen Luftverunreinigungen dar, die sichauf Menschen, Tiere, Pflanzen und andere Schutz-güter überwiegend nachteilig auswirken. DieMaßeinheit der berechneten oder gemessenen Im-mission am Untersuchungspunkt ist µg (oder mg)Schadstoff pro m3 Luft.

Fahrmuster/Verkehrssituation

Emissionen und Kraftstoffverbrauch hängen inhohem Maße vom Fahrverhalten der Kfz ab, die sichin unterschiedlichen Betriebszuständen wie Leerlaufim Stand, Beschleunigung, Fahrt mit konstanter Ge-schwindigkeit und Bremsverzögerung befinden. Dastypische Fahrverhalten der Kfz kann bei ähnlichenKennwerten des Fahrverhaltens (Zeitanteil der ein-zelnen Betriebszustände, Durchschnittsgeschwin-digkeit etc.) zu so genannten Fahrmustern zusam-mengefasst werden. Insgesamt werden für Straßenaußerhalb bzw. innerhalb von Ortschaften basierendauf repräsentativen Erhebungen 10 Fahrmuster un-terschieden. Die Definition der Fahrmuster ist imUBA-Bericht 8/94 dokumentiert.

Mit einer Verkehrssituation ist ein bestimmtes Fahrverhaltensmuster (= Linear-Kombination vonFahrmustern) verknüpft. Verkehrssituationen sinddurch die Merkmale eines Straßenabschnitts wie Straßenkategorie, Geschwindigkeitsbeschrän-kung, Ausbaugrad etc. charakterisiert.

Grenzwerte/Prüfwerte/Leitwerte/Vorsorgewerte

Grenzwerte sind zum Schutz der menschlichenGesundheit vom Gesetzgeber vorgeschriebeneBeurteilungswerte für Luftschadstoffkonzentratio-

nen, die in der Regel nicht überschritten werdendürfen. Für Stoffe wie z. B. Benzol und Ruß, für dieaus wissenschaftlicher Sicht keine Grenzwerte an-gegeben werden können, ab deren Unterschreiteneine Unbedenklichkeit angenommen werden kann,existieren keine Grenzwerte. Die 23. BImSchV gibtfür diese beiden Luftschadstoffe jedoch Schwel-lenwerte (so genannte Prüfwerte) vor, die hier wieGrenzwerte behandelt werden.

Die in der 23. BImSchV angeführten Prüfwerte stel-len Konzentrationswerte dar, bei deren Überschrei-tung der Einsatz verkehrslenkender Maßnahmenzur Senkung der Schadstoffbelastung zu prüfen ist.

Leit- bzw. Vorsorgewerte stellen zusätzliche Beur-teilungsmaßstäbe dar, die zahlenmäßig niedrigerals Grenzwerte sind und somit im Konzentrations-bereich unterhalb der Grenzwerte eine differenzier-te Beurteilung der Luftqualität ermöglichen.

Jahresmittelwert/98-Perzentilwert

An den betrachteten Untersuchungspunkten unter-liegen die Konzentrationen der Luftschadstoffe in Abhängigkeit von Windrichtung, Windgeschwin-digkeit, Verkehrsaufkommen etc. ständigenSchwankungen. Die Immissionskenngrößen Jah-resmittelwert und 98-Perzentilwert charakterisierendiese Konzentrationen. Der Jahresmittelwert stelltden über das Jahr gemittelten Konzentrationswertdar. Eine Einschränkung in der Verwendbarkeit desJahresmittelwertes besteht darin, dass er nichtsüber den zeitlichen Verlauf der Konzentrationenaussagt. Eine das ganze Jahr über konstante Kon-zentration kann zum gleichen Jahresmittelwertführen wie eine z. B. tagsüber sehr hohe undnachts sehr niedrige Konzentration. Der Gesetzge-ber hat deshalb zusätzlich zum Jahresmittelwertauch den so genannten 98-Perzentilwert der Kon-zentration eingeführt, das ist derjenige Konzentra-tionswert, der in 98 % der Zeit des Jahres unter-schritten bzw. in 2 % der Zeit des Jahres über-schritten wird. Der 98-Perzentilwert ist also einMaß für die Spitzenkonzentrationen, die z. B. beiVerkehrsspitzen und/oder schlechten Durchlüf-tungsverhältnissen auftreten.

Vorbelastung/Zusatzbelastung/Gesamtbelastung

Als Vorbelastung werden im Folgenden die Immis-sionen bezeichnet, die bereits ohne die Emissionendes Straßenverkehrs auf den betrachteten Straßenan den Untersuchungspunkten vorliegen. Die Zu-

7

satzbelastung ist diejenige Immission, die aus-schließlich vom Verkehr auf dem zu untersuchen-den Straßennetz – bei Anwendung von MLuS-92:auf der zu beurteilenden Straße – hervorgerufenwird. Die Gesamtbelastung ist die Summe aus Vor-belastung und Zusatzbelastung und wird in µg/m3

oder mg/m3 angegeben.

8

Teil 1:

PM10-Emissionen an Außerortsstraßen

9

1 Aufgabenstellung

1.1 Stand der Wissenschaft bei Beginndes Projektes

PM10-Emissionsmodell

Die EG-Richtlinie 1999/30/EG setzt Grenzwerte fürKonzentrationen von Partikeln mit aerodynami-schen Durchmessern kleiner 10 µm (PM10) in derLuft. Diese Grenzwerte wurden 2002 im Rahmender novellierten 22. BImSchV in deutsches Rechtüberführt. Messungen der verschiedenen Bundes-länder stellen Überschreitungen der Grenzwertefest. Überschreitungen treten vor allem an Ver-kehrsmessstationen auf und erste Quellenabschät-zungen zeigen, dass der Verkehrsanteil an denÜberschreitungen einen relevanten Beitrag liefert(LENSCHOW et al., 2001; LUTZ, 2002). Gleichzei-tig zeigen diese und andere Untersuchungen deut-liche Kenntnislücken im Bereich der Quellenzuord-nung (KUHLBUSCH et al., 2002) und insbesonderebei der PM10-Emissionsprognose für Verkehr(LOHMEYER, 2001).

Verursacher der PM10-Immissionen im Nahbereichvon Straßen sind zu einem großen Teil zwei bis dreiEmissionsprozesse:

1. Auspuffemissionen,

2. Aufwirbelung von Straßenabrieb, Reifenabriebsowie Brems- und Kupplungsbelagsabrieb,

3. Aufwirbelung von eingetragenem Straßenstaub.

Nur für Auspuffemissionen und (bedingt) Reifen-abrieb liegen in Deutschland fundiertere Informa-tionen vor (RAUTERBERG-WULFF, 1998). Dasmangelnde Wissen über Ursachen, Qualität undQuantität der PM10-Emissionen infolge der offen-bar wichtigen anderen Quellen, vor allem Straßen-abrieb und Aufwirbelung, ist ein gravierender Man-gel bei Analysen von Maßnahmen gegen diesePM10-Grenzwertüberschreitungen, aber auch beider Erstellung von Umweltverträglichkeitsprüfun-gen (UVP) sowie bei Meldungen an die EG.

Formeln zur Bestimmung der PM10-Emissionen fürdie Staubaufwirbelung sind in Schweden bzw. denUSA entwickelt worden. Die Formel aus Schwedenerscheint für deutsche Verhältnisse nicht anwend-bar. Die Formel aus den USA, die so genannteEPA-Formel, bestimmt den PM10-Emissionsfaktoreiner Straße in Abhängigkeit der zwei ParameterStaubbeladung der Straße (in g/m2) und mittleres

Gewicht der Fahrzeuge der Fahrzeugflotte in Ton-nen. Die Leistungsfähigkeit der Formel wird aller-dings von Experten in den USA, aber auch aus Eu-ropa bemängelt.

LOHMEYER (2001 und 2002) modifizierte und ver-glich die EPA-Formel mit Messungen von verschie-denen Straßen aus dem Innerortsbereich und Tun-nelstrecken. Für Außerortsstraßen und Autobahnenlagen damals keine belastbaren Messdatensätzevor. Hier wurden im genannten modifizierten EPA-Modell mit Hilfe der Innerortsbetrachtungen und di-versen (plausiblen) Annahmen erste Parametersät-ze entwickelt, die auf eine Validierung durch Mess-datensätze warteten. Diese modifizierte EPA-For-mel wurde im Rahmen des FE 02.207/2000/LRB indas Programm zur Berechnung von verkehrsbe-dingten Luftschadstoffen (aktualisiertes „Merkblattüber Luftverunreinigungen an Straßen, MLuS 02“)eingearbeitet. In einem begleitenden Bericht zurFormel wiesen die Autoren jedoch auf wesentlicheKenntnislücken im Bereich der PM10-Emissionsbe-rechnungen und deren Validierung hin.

Ein vom baden-württembergischen Ministerium fürUmwelt und Verkehr finanziertes, im Jahr 2003 fer-tig gestelltes Forschungsprojekt hatte zum Ziel, bisEnde 2001 in Deutschland straßennah erhobenePM10-Messdaten zu recherchieren, die dortigenPM10-Emissionen zu bestimmen und mit den Wer-ten des Emissionsmodells zu vergleichen. Datenvon drei Messstellen an Autobahnen lagen vor:Messstelle Holzhausen (nördlich Freiburg) an der A5, Messstelle Kenzingen (bei Freiburg) an der A 5und die Messstelle an der Stadtautobahn Berlin(Lerchpfad). Dabei zeigte sich, dass das modifizier-te EPA-Modell die Emissionen an den MessstellenKenzingen und Holzhausen stark überschätzt,während die Emission an der Stadtautobahn Berlin leicht unterschätzt wird; siehe www.Loh-meyer.de/literatur.htm (LOHMEYER, 2003a). Weite-re kürzlich bekannt gewordene Messergebnisse anAutobahnen aus dem Jahr 2002 scheinen mehr-heitlich darauf hinzudeuten, dass das modifizierteModell der US EPA die PM10-Emissionen von Au-tobahnen eher deutlich überschätzt. Dies sollte imRahmen des durchzuführenden Projektes verifiziertwerden.

Seit Juli 2002 liefert eine Messstelle an der B 10 inKarlsruhe (betrieben von der UMEG Karlsruhe) u. a.zeitlich hochaufgelöste Daten von PM10/PM2.5 undNOx-Konzentrationen beidseits der Straße sowieder Meteorologie. Diese Daten standen für eineAuswertung zur Verfügung.

11

PM10-Überschreitungshäufigkeit

Im MLuS 02 ist eine Funktion zur Bestimmung derÜberschreitungshäufigkeiten mittels Ableitung ausdem PM10-Jahresmittelwert integriert. Diese Funk-tion basiert auf der Analyse der wenigen im Jahr2001 verfügbaren Messdaten aus den Jahren 1994bis 2000. In den Anwendungen von MLuS 02wurde festgestellt, dass der Grenzwert für dieÜberschreitungshäufigkeiten der 22. BImSchVhäufig überschritten wird. Die Auswertung vonneueren Messdaten deutet darauf hin, dass die imMLuS integrierte Funktion eher zu konservativ istbzw. regionale (bundeslandtypische) Unterschiedeaufweist.

8-h-Mittelwert für CO-Konzentrationen

Ein Grenzwert für den 8-h-Mittelwert für die CO-Konzentrationen wird durch die 22. BImSchV fest-gelegt (10 mg/m3 im gleitenden 8-h-Mittelwert darfnicht überschritten werden). Im bisherigen MLuS-Verfahren ist aber keine Funktion für die Bestim-mung dieses Wertes enthalten.

1.2 Gesamtziel des Vorhabens

Das Gesamtziel des Vorhabens bestand in einer ersten Auswertung der B-10-Daten, in einer Syste-matisierung weiterer zugänglichen Messergebnisseund darauf aufbauend in einer Verbesserung desexistierenden Modells zur Berechnung verkehrsbe-dingter PM10-Emissionen für Autobahnen undAußerortsstraßen im Sinne einer schnell verfügba-ren pragmatischen Zwischenlösung im MLuS. (Hin-weis: Die Ableitung eines grundsätzlich neuen,physikalisch fundierteren Modells der PM10-Emis-sionsprozesse infolge Straßenverkehr war nichtAufgabe dieses Projektes. Diese längerfristige Lö-sung ist aber nach wie vor anzustreben.)

Weiterhin sollte die Funktion zur Bestimmung derPM10-Überschreitungshäufigkeiten im MLuS ak-tualisiert und eine Berechnungsmethodik zur Be-stimmung des 8-h-Mittelwertes von CO abgeleitetwerden.

2 Vorgehensweise bei der Bestimmung der Partikel-emissionen an der B 10

Im Folgenden geht es um die Messstation an der B10, die von der UMEG insbesondere für die Ent-

wicklung eines PM10-Emissionsmodells errichtetwurde.

Nachfolgend werden nach einer allgemeinen Ein-führung in die Problematik der Partikelemissionendie Messstelle und die eingesetzten Mess- undAnalyseverfahren beschrieben. Die Auswertung derDaten erfolgt in den Kapiteln 3 und 4.

2.1 Allgemeine Einleitung

Man unterscheidet primäre, also direkt als Partikelemittierte, und sekundäre, aus gasförmigen Vorläu-fern in der Atmosphäre gebildete Partikel (siehedazu als Übersicht Bild 2.1 bzw. BUWAL, 2001).Aus anthropogenen Quellen entstehen primärePartikel bei Verbrennungsprozessen, vor allem alsultrafeine und feine mit einem Durchmesser unteretwa 0.3 µm (z. B. Ruß). Partikel, die durch Abrieboder Aufwirbelung entstehen, haben meist aerody-namische Durchmesser größer als 1–2 µm. Siewerden geformt durch das Herausbrechen bzw.das Zermalen von größeren in kleinere Partikel. Diewichtigsten Quellen dieser Partikelfraktion sindwindgetragener Staub von unbefestigten Straßen,aus Industriegebieten, aus der Lagerung und demUmschlag von Schüttgütern, durch Reifen-,Brems- und Fahrbahnabrieb. Als natürliche Quellen

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Bild 2.1: Vereinfachte Darstellung der Größenverteilung des at-mosphärischen Aerosols in Quellnähe und der wich-tigsten Prozesse (Quelle: BUWAL, 2001)

kommen Pollen, Meeresgischt, Winderosion undVulkane in Frage. Partikel im mittleren Größenbe-reich (zwischen 0.1 und 2.5 µm) sind zum überwie-genden Teil sekundären Ursprungs und bilden sichdurch Gas-Partikelkonversion aus den VorläufernSO2, NOx, NH3 und VOC.

Die Größe, Form und Dichte der luftgetragenenPartikel variieren stark. Eine wichtige Größe ist deraerodynamische Durchmesser. Er bestimmt weitgehend, welche Prozesse in der Atmosphäre fürdie Partikel relevant sind und wie lange ihre Auf-enthaltsdauer ist. Luftgetragene Partikel könnenfest oder flüssig sein und ihren Aggregatszustandin Abhängigkeit von der umgebenden Luft und derTemperatur ändern (z. B. Verdampfen leichtflüchti-ger Verbindungen). Maßgebend ist auch die chemi-sche Zusammensetzung der Partikel, z. B. für ihreReaktivität und ihre Fähigkeit, Wasser aus der Luftaufzunehmen und als Kondensationskeime fürWolkentröpfchen zu dienen.

Man unterscheidet im Allgemeinen 3–4 Größenbe-reiche:

· ultrafeine Partikel (aerodynamischer Partikel-durchmesser < 0.1 µm),

· feine Partikel, auch Akkumulationsmodus ge-nannt, (0.1–2.5 µm) und

· grobe Partikel, auch „coarse mode“ genannt(größer ca. 2.5 µm).

Die ultrafeinen Partikel werden sehr oft noch unter-schieden in den sog. „Aitken-Mode“ (zwischen 0.1und 0.02 µm) und die sehr kleinen Partikel (< 0.02µm „nucleation mode’’) (PALMGREN et al., 2003).

Die ultrafeinen Partikel und der Akkumulationsmo-dus werden zusammen als feine Partikel bezeich-net. Während die ultrafeinen Partikel nur einen sehrgeringen Teil der Partikelmasse ausmachen, sindsie die weitaus häufigsten Partikel in der Atmos-phäre. Die groben Partikel können wesentlich zurPartikelmasse beitragen, ihre Anzahl ist im Ver-gleich zu den feinen Partikeln jedoch sehr gering.

Die maßgebenden Prozesse hängen primär vomPartikeldurchmesser ab. Teilchen über 10 µm sedi-mentieren rasch und werden so aus der Luft ent-fernt. Ultrafeine Partikel (< 0.1 µm) haben hohe Dif-fusionsgeschwindigkeiten und koagulieren inner-halb weniger Stunden mit größeren Partikeln oderwachsen durch Kondensation. Partikel im Akkumu-lationsmodus (0.1–2.5 µm) bilden massenmäßigden Hauptteil des Aerosols an Standorten, die

nicht in unmittelbarer Nähe einer großen Quelle lie-gen. Die Mechanismen zur Eliminierung für dieseGrößenkategorie sind nicht sehr effizient, sodassdie Partikel mehrere Tage in der Luft bleiben undentsprechend weit transportiert werden können.Teilchen dieser Größenklasse werden hauptsäch-lich durch Niederschläge aus der Atmosphäre ent-fernt, zum Teil durch Deposition. Es gibt keine wir-kungsvollen Prozesse, um feine Partikel zu groben(> 2.5 µm) anwachsen zu lassen.

Sekundäre Partikel im Akkumulationsmodus bildensich in der gesamten unteren Atmosphäre aus denVorläufergasen. Primäre Partikel hingegen werdenvor allem als ultrafeine (Verbrennungsprozesse)oder grobe Partikel (Abriebsprozesse) durch lokaleng begrenzte Quellen emittiert und rasch ver-dünnt. Aus diesen Gründen und wegen der relativraschen Eliminierung ultrafeiner und grober Partikelaus der Luft unterscheidet sich die Größenvertei-lung in Quellennähe von derjenigen an quellenfer-nen Standorten. In Quellennähe („frisches“ Aero-sol) ist meist bei allen drei Partikelklassen ein Ma-ximum erkennbar (Bild 2.1). An quellenfernen Stand-orten wie im regionalen oder städtischen Hinter-grund („gealtertes“ Aerosol) ist meist nur der Akku-mulationsmodus als Maximum in der Größenvertei-lung deutlich sichtbar (siehe z. B. BUWAL, 2001;KETZEL et al., 2003). Der Akkumulationsmodusmacht den größten Teil der PM10-Masse aus, etwa80 % beim gealterten Aerosol (BUWAL, 2001).

Neben den Auspuffemissionen nehmen beim Ver-kehr die Partikelemissionen infolge der fahrzeugin-duzierten Aufwirbelung eine entscheidende Rolleein. Die wesentlichen Prozesse als Voraussetzungder Aufwirbelung sind schematisch in Bild 2.2 auf-gezeigt. Diese aufgewirbelten Partikel resultieren

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Bild 2.2: Schematische Darstellung von Prozessen, die zumAufwirbelungspotenzial beitragen (Quelle: GUSTAFS-SON, 2003)

aus akkumuliertem Straßenstaub (Aufwirbelungs-potenzial), der sich im Wesentlichen aus Abrieben(Reifen, Bremsen, Straße, Fahrzeug), aus atmos-phärischem Eintrag (Deposition), aus Schmutzein-trag aus straßenbegleitenden Flächen (Grün-flächen, Fußwege, Parkflächen etc.) und aus Ein-trägen des Winterdienstes (Sand, Salz) bildet. DieProzesse zur Bildung des Aufwirbelungspotenzialssowie die Menge des dann tatsächlich aufgewir-belten Materials sind stark komplex, zeitabhängigund von verschiedenen Einflussgrößen, die sichzum Teil untereinander beeinflussen, abhängig.Stellvertretend seien hierbei genannt: Zusammen-setzung der Fahrzeugflotte, Fahrzeuggeschwindig-keiten, die Eigenschaften der Straße und umliegen-den Flächen (Material, Beschaffenheit), meteorolo-gische Größen, wie Temperatur, Luftfeuchte, Re-genhäufigkeit und -mengen etc.

2.2 Methoden zur Bestimmung vonPMx-Emissionsfaktoren

Zur Bestimmung von standortspezifischen PMx-Emissionsfaktoren infolge Straßenverkehr könnenim Allgemeinen drei voneinander unabhängige Me-thoden angewendet werden:

1. die so genannte Tracer Methode,

2. die Rückrechnung mittels Ausbreitungsmodellund

3. die Massenbilanzierung in einem Tunnel (wirdim Folgenden nicht weiter betrachtet).

Es muss bei den Methoden 1 und 2 durch eine entsprechende Anordnung von Immissionsmess-stationen die Möglichkeit geschaffen werden, ausder in Straßennähe gemessenen Konzentration (= Gesamtbelastung) die so genannte Vorbelas-tung (also diejenige Konzentration, die ohne denverursachenden Verkehr bereits vorhanden ist) zu separieren. Die Differenz zwischen der Ge-samtbelastung und der Vorbelastung stellt die Zusatzbelastung dar, die durch den lokal vor-beifahrenden Straßenverkehr verursacht wird.Diese Zusatzbelastung dient dann, zusammen mitden Verkehrszahlen (möglichst aufgelöst nachSchwerverkehr, Pkw und LNF) zur Berechnung dermittleren Emissionsfaktoren für diese Fahrzeug-typen.

Eine eindeutige Bestimmung der Vorbelastung ge-staltet sich im Allgemeinen unter realen Bedingun-

gen vor Ort schwierig. Für Straßen ohne oder mitlockerer Randbebauung wird idealerweise das sog.Lee-Luv-Konzept (Bild 2.3) realisiert.

Beide Messstationen/Messwagen sollten im gerin-gen Abstand zur Straße (möglichst außerhalb desEinflussbereiches der fahrzeugerzeugten Turbulen-zen) aufgestellt werden. Welche Station sich in Leeund welche sich in Luv befindet, muss über einezeitlich korrelierte Windrichtungsmessung be-stimmt werden.

Hilfsweise (aber mit geringerer Aussagegenauig-keit) können analoge Informationen auch mit einemMesskonzept erhalten werden, in welchem stattder Lee-Luv-Differenzen die Differenzen eines di-rekt verkehrsbelasteten Standortes und eines nahegelegenen „Hintergrundstandortes“ gebildet wer-den.

Eine direkte Berechnung von Emissionsfaktorenaus den gemessenen Konzentrationsdifferenzen ist nicht ohne weiteres möglich, da diese auch für vergleichbare Verkehrsstärken und -zusammen-setzungen je nach meteorologischen Verhält-nissen (Ausbreitungsbedingungen werden im We-sentlichen geprägt durch Windrichtung, Wind-geschwindigkeit und Stabilität der Atmos-phäre) stark schwanken können. Deshalb ist zurAbleitung der Emissionsfaktoren entweder dieAnalyse eines Tracer-Stoffes oder die Kenntnis der Variation des Ausbreitungsverhaltens notwen-dig.

2.2.1 Die Tracer-Methode

Bei dieser Methode wird vorausgesetzt, dass dieEmissionsfaktoren der Tracersubstanz bekanntsind. Im Allgemeinen werden hierbei die Stickoxide

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Bild 2.3: Schematische Darstellung des Lee-Luv-Konzeptes anStraßen ohne Randbebauung (Quelle: GEHRIG et al.,2003)

(NOx) verwendet, da diese derzeit die am bestenuntersuchten verkehrsbezogenen Emissionsfakto-ren darstellen. Die Berechnung der NOx-Emissi-onsfaktoren kann mittels Handbuch für Emissions-faktoren (HBEFA) in der aktuellsten Version erfol-gen. Das Verhältnis zwischen NOx-Emissionsdich-te und NOx-Zusatzbelastung stellt das so genann-te Verdünnungsverhältnis dar. Weiterhin wird be-gründet angenommen, dass sich PM10 aufgrundseiner kleinen Partikelgrößen quasi wie ein Gasausbreitet und dass deshalb das für NOx abgelei-tete Verdünnungsverhältnis auch für PMx gilt. Wirddann die messtechnisch erfasste PMx-Zusatzbe-lastung mit dem Verdünnungsfaktor multipliziert,erhält man die PMx-Emissionsdichte:

NOx-ZB/E(NOx) = PM10-ZB/E(PM10) = Verdünnungsfaktor = konst. bzw.

E(PM10) = PM10-ZB · E(NOx)/NOx-ZB,

wobei ZB die Differenz zwischen Gesamtbelastungund Vorbelastung kennzeichnet und E die jeweiligeEmissionsdichte. Mittels Division der Emissions-dichte durch die Fahrzeugmengen erhält man dannden gesuchten Emissionsfaktor.

Der Vorteil dieser Methode liegt in der Unabhän-gigkeit von einem Ausbreitungsmodell und dessenFehlern bzw. Unsicherheiten in der Modellierung.Bei dieser Methode wird allerdings davon aus-gegangen, dass die jeweils verwendeten NOx-Emissionsfaktoren die Realität richtig wider-spiegeln und dass das Emissions- und Aus-breitungsverhalten bei Partikeln und NOx gleich ist.

2.2.2 Rückrechnung mit einem Ausbreitungs-modell

Das o. g. Verdünnungsverhältnis kann auch mitentsprechenden, situationsangepassten Ausbrei-tungsmodellen bestimmt werden. Hierzu wirdzunächst eine (beliebige) PMx-Emissionsdichtevorgegeben und unter Berücksichtigung der me-teorologischen und ggf. weiterer (z. B. Lärmschutz-wand etc.) Verhältnisse Ausbreitungsberechnun-gen (z. B. mit dem Ausbreitungsmodell PROKAS)durchgeführt. Daraus lässt sich der Verdünnungs-faktor, also das Verhältnis zwischen Immissionszu-satzbelastung und Emissionsdichte, bestimmen.Mit der gemessenen Zusatzbelastung und demVerdünnungsfaktor kann dann auf die zum Mess-termin vorhandene Emissionsdichte geschlossenwerden.

Bei dieser Methode wird vorausgesetzt, dass das Ausbreitungsmodell die Ausbreitung von PMx ausreichend genau beschreiben kann. DerVorteil bei Anwendung dieser Methode ist, dasseine Emissionsfaktorenbestimmung auch erfol-gen kann, wenn keine Konzentrationsmes-sungen eines Referenzstoffes (z. B. NOx) vor-handen sind. Nachteil ist, dass auch die Unsicher-heit im berechneten Emissionsfaktor enthalten ist.

2.2.3 Differenzierung der PMx-Emissions-faktoren

Die mit den o. g. Methoden bestimmbaren Emissi-onsfaktoren stellen die PM10-Gesamtemissions-faktoren der mittleren vor Ort fahrenden Fahrzeug-flotte dar.

Unter der Voraussetzung, dass die mittleren PMx-Emissionsfaktoren der Pkw inkl. LNF und Lkw vonanderen Einflussgrößen (wie z. B. Verkehrsstärke,Wochentag etc.) unabhängig sind, kann eine Diffe-renzierung in Pkw inkl. LNF und Lkw-Emissionsfak-toren aus dem Vergleich der bestimmten Emissi-onsfaktoren eges und Fahrzeugmengen nPkw undnLkw zu möglichst stark unterschiedlichen Situatio-nen erfolgen, z. B.

eges(Sonntag) = ePkw/LNF · nPkw + LNF(So) + eLkw · nLkw(So) und

eges(Mo bis Fr) = ePkw/LNF · nPkw + LNF(Mo-Fr) + eLkw · nLkw(Mo-Fr),

mit e als jeweiligem Emissionsfaktor [mg/(km ·Fzg)] und n als Anzahl von Fahrzeugen im betrach-teten Zeitintervall. Somit ergeben sich zwei Gleichungen mit den beiden unbekannten Emis-sionsfaktoren, die somit eindeutig gelöst wer-den können. Liegt ein ausreichendes statis-tisches Datenkollektiv eges für eine große Bandbreite an Lkw-Anteilen vor (z. B. auf Basis von 1h-Mittelwerten, so ist auch eine Regres-sion über ein größeres Datenkollektiv zur Diffe-renzierung in Pkw/Lkw-Emissionsfaktoren mög-lich.

2.3 Lage der Messstelle an der B 10

Der Messstandort liegt an der Bundesstraße 10westlich von Karlsruhe (Südtangente Karlsruhe)zwischen Knielingen und der Rheinbrücke vor

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der Ausfahrt zu der nördlich gelegenen Raffinerie.Bild 2.4 zeigt einen Lageplan der Umgebung derMessstelle, Bild 2.5 gibt Fotos der Umgebung derMessstellen.

Die Ausbreitungsverhältnisse sind weit gehend frei.Lediglich auf der nördlichen und südlichenStraßenseite stehen ein paar Büsche in der Nähedes Messcontainers. Der nördliche Messcontainerbefindet sich 6.15 m nördlich der nördlichen Fahr-bahn, der südliche Container 7.5 m von der südli-chen Fahrbahn entfernt.

2.4 Beschreibung der eingesetztenMess- und Analyseverfahren an derB 10

2.4.1 Gravimetrische Erfassung der PM10- undPM2.5-Konzentrationen

Zur Erfassung der PM10- und PM2.5-Konzentratio-nen wurden je Station vier High-Volume Samplerdes Typs Digital DHA 80 verwendet. Die Probenah-me der Schwebstaubfraktion erfolgte als Tagesmit-

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Bild 2.4: Lageplan für den Bereich der Messstelle an der B 10 bei Karlsruhe

Bild 2.5: Blick auf den Bereich der Messstellen an der B 10 beiKarlsruhe in Richtung Ost (oben) bzw. in RichtungWest (unten)

telwert von 0 bis 24 Uhr. Der vorgeschaltetegrößenselektierende Lufteinlass weist eine Ab-scheidewirksamkeit von 50 % für Partikel miteinem aerodynamischen Durchmesser von kleiner10 µm bzw. 2.5 µm auf (PM10-bzw. PM2.5-Einlass).Zur Bestimmung der Schwebstaubmasse erfolgtdie Probenahme auf Glasfaserfiltern. Der DigitalHigh-Volume-Sampler (DHA-80) erfüllt die Anforde-rungen an Äquivalenzsammler nach DIN/EN 12341.Das Gerät verfügt über einen automatischen Pro-benwechsler, sodass ohne Wartung 14 Tagesmit-telwerte gewonnen werden können. Zusätzlich ent-hält das Gerät Filter zur Blindwertkontrolle. Der Fil-ter hat einen Durchmesser von 150 mm. Der Volu-menstrom wird konstant auf 720 m3/24h geregelt.Die Gerätefunktion wird per Fernübertragung derPumpenleistung kontrolliert.

Die für die Probenahme mittels Digital DHA-80 verwendeten Filter werden vor der Bestaubung im Labor äquilibriert, d. h., auf eine definierteFeuchte eingestellt und gewogen. Nach der Bestaubung werden die Filter wieder äquilibriertund zurückgewogen. Die Waage (Fabrikat MettlerAE 240) besitzt eine Genauigkeit von 0.1 mg. Dierelative Nachweisgrenze für dieses Verfahren liegtmit einem Sammelvolumen von 720 m3 bei 1 µg/m3.

Die PM10- bzw. PM2.5-Immissionsmessungeneinschließlich der gravimetrischen Bestimmung derFilterbeladung wurden gemäß VDI 2463 Blatt 1,,Messen von Partikeln – Gravimetrische Bestim-mung der Massenkonzentration von Partikeln inder Außenluft’’ bzw. gemäß DIN EN 12341 (1999)durchgeführt.

2.4.2 Analyse der Filter

Die an den Messstationen beprobten Filter der Partikelfraktionen PM10 und PM2.5 wurden auf dieElemente Eisen, Kalzium, Chlorid, Sulfat, Ni-trat, Ammonium sowie Kohlenstoffe (EC, OC) ana-lysiert. Diese Analysen beschreibt die UMEG wiefolgt:

Die Eisen- und Kalziumbestimmung erfolgte in An-lehnung an die Richtlinie VDI 2267, Bl. 15VE „Stoff-bestimmung an Partikeln in der Außenluft – Messender Massenkonzentration von As, Cd, Co, Cr, Cu,Fe, Mn, Ni, Pb, Sb, V, Zn mit Hilfe der optischenMassenspektrometrie (ICP-MS) nach Filterprobe-nahme und Aufschluss in oxidierendem Säurege-misch”. Die bestaubten Filter werden dabei offen in

oxidierendem Säuregemisch aufgeschlossen. DieElementbestimmung erfolgte dann durch optischeEmissionsspektrometrie (ICP OES).

Die Bestimmung der Salze erfolgte in Anlehnung andie Richtlinie VDI 3497 Blatt 3 „Messen partikelge-bundener Anionen in der Außenluft; Analyse vonChlorid, Nitrat und Sulfat mittels Ionenchromato-grafie mit Suppressortechnik nach Aerosolabschei-dung auf PTFE-Filtern“ (hier Quarzfiltern).

Es handelt sich hierbei um die so genannte Ionen-austausch-Chromatografie, die vor allem zur Be-stimmung mehrerer Komponenten besonders ge-eignet ist. Das Herzstück eines Ionenchromato-grafs ist eine niederkapazitive Trennsäule, einnachgeschalteter, hochkapazitiver Suppressor (zurUnterdrückung der Grundleitfähigkeit der Trägerlö-sung) sowie ein Leitfähigkeitsdetektor.

Eine mittels Ionenchromatografie zu analysierendeProbe muss dabei als Lösung vorliegen. Hierzuwurden Teile der PM10- und PM2.5-Filterproben inein Kunststoffreagenzglas gegeben und mit destil-liertem Wasser bedeckt. Zur Elution wurden Pro-ben für 20 Minuten in ein Ultraschallbad einge-bracht, der anschließend mindestens eine StundeRuhephase folgte, bevor die ionenchromatorischeAnalyse durchgeführt wurde. Zur Eichung der Mess-signale wurden für jede Messgröße Standards un-terschiedlicher Konzentrationen verwendet.

Die Bestimmung des Rußes erfolgte in Anlehnungan die Richtlinie VDI 2465 Blatt 2 „Messen von Ruß(Immission) – Thermografische Bestimmung deselementaren Kohlenstoffes nach Thermodesorpti-on des organischen Kohlenstoffes“. Zur Bestim-mung des elementaren Kohlenstoffes (EC) und desorganischen Kohlenstoffes (OC) im abgeschiede-nen Feinstaub wird die Probe unter Sauerstoffat-mosphäre verbrannt und das dabei gebildete CO2IR-spektroskopisch detektiert. Das kohlenstoffspe-zifische Analyseverfahren der Infrarotspektroskopieerlaubt jedoch keine Unterscheidung zwischen or-ganisch gebundenem (OC) und elementarem (EC)Kohlenstoff. Die Spezifität des Verfahrens auf ele-mentaren Kohlenstoff wird durch ein Zweiphasen-Temperaturprogramm erreicht. Im ersten Schrittwird der organisch gebundene Kohlenstoff zu CO2 und H2O verbrannt. Dies lässt sich auch an dem Auftreten eines Wasserpeaks feststellen.Im zweiten Schritt wird der verbleibende Kohlen-stoff als elementarer Kohlenstoff bestimmt. Die relative Nachweisgrenze dieses Verfahrens liegt

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bei einem Sammelvolumen von 720 m3 bei 0,2µg/m3.

2.4.3 Kontinuierliche Erfassung der PM10-Kon-zentrationen

Die kontinuierliche Messung des Schwebstaubesder Fraktion PM10 erfolgte nach dem radiometri-schen Prinzip gemäß Richtlinie VDI 2463 Blatt 5„Messen von Partikeln; Messen der Massenkon-zentration (Immission); Filterverfahren; Automati-siertes Filtergerät FH 62 I“. Die Probenahme erfolg-te als Halbstundenmittelwert mit vorgeschaltetemPM10-Einlass. Über eine Probeneinheit wird Mess-luft bei konstantem Volumenstrom angesaugt. Diein der Luft enthaltenen Staubpartikel werden aufeinem Filterband abgeschieden. Die Messung desStaubbelags erfolgt nach dem radiometrischenPrinzip der Beta-Strahlen-Absorption. Die Be-staubungsstelle des Filterbandes wird von einemim Gerät integrierten Beta-Strahler durchstrahlt.Die Schwächung des Strahlenbündels, dessen In-tensität mit einer Ionenkammer gemessen wird, istein Maß für die durchstrahlte Masse. Die relati-ve Nachweisgrenze dieses Verfahrens liegt bei 10 µg/m3 bei einer Probenahmedauer von einerStunde.

2.4.4 Kontinuierliche Erfassung der NOx-Konzentrationen

Die kontinuierlichen Messungen der Stickoxid-Konzentrationen erfolgten als Halbstundenmittel-werte mit eignungsgeprüften Gasanalysatoren desTyps MLU Model 200A gemäß DIN EN (Entwurf)„Luftqualität – Messverfahren zur Bestimmung derKonzentration von Stickstoffdioxid und Stickstoff-monoxid mit Chemilumineszenz“, welche das gleiche Messprinzip beschreibt wie die DIN ISO7996.

Bei dem Chemilumineszenz-Verfahren wird ge-nutzt, das bei der Reaktion mit Ozon aus NO ein elektronisch angeregtes NO2-Molekül ent-steht. Dieses gibt beim Rücksprung auf ein nie-drigeres Energieniveau seine überschüssige Energie als Lichtquant ab. Die Lichtquanten werden über einen Fotomultiplier gemessen. Die gemessene Lichtenergie ist proportional zur NO-Konzentration. Zur Bestimmung der NO2-Konzentration wird die Probenluft über einen thermokatalytischen Konverter geleitet,

der das NO2 zu NO reduziert. Zyklisch wird NO und die Summe von NO und NO2 (NOx) bestimmt.Aus der Differenz erhält man die NO2-Konzen-trationen.

2.4.5 Erfassung der meteorologischen Größen

Die Messung von Windrichtung und -geschwindig-keit erfolgte als Halbstundenmittelwert gemäßRichtlinie VDI 3786 Blatt 2 „Umweltmeteorologie –Meteorologische Messungen für Fragen der Luft-reinhaltung – Wind“. Die Windmessung erfolgte ander Station Süd in einer Höhe von 10 m, an derStation Nord bis zum 28.03.2003 in 5 m Höhe, abdann ebenfalls in 10 m Höhe.

Die Windrichtung wird mittels Windfahne gemes-sen. Die Windfahne besteht aus einem um diesenkrechte Achse drehbaren Windrichtungsanzei-ger, der an einem Ende eine Leitfläche besitzt.Durch den Wind wird die Windfahne in den Windgedreht. Durch das auftretende Drehmoment wirdein der Windrichtung entsprechendes Signal abge-geben. Die Grenze der Auflösung liegt bei derWindrichtung bei 2.5°.

Die Windgeschwindigkeit wird mittels Schalen-kreuzanemometer gemessen. Über die Frequenzkann die Windgeschwindigkeit errechnet werden.Über einen Messwerteumformer wird das Signalzur Aufzeichnung übertragen. Die Anlaufschwellebei der Messung der Windgeschwindigkeit liegt bei0.3 m/s.

Die Globalstrahlung wurde mit einem Sternpyrano-meter nach DIRMHIRN ermittelt. Die Strahlungsin-tensität wird dabei über eine Temperaturdifferenz zwischen schwarzen und weißen Plättchen gemes-sen. Diese Temperaturdifferenz wird durch den Einbau einer hochempfindlichen Thermosäule ineine proportionale „Elektromotorische Kraft“ umgesetzt. Der Sternpyranometer nach DIRM-HIRN misst die kurzwellige Strahlung von 0.3 bis 3 µm. Der Messbereich liegt bei ca. 1.300W/m2. Das Verfahren ist in der Richtlinie VDI 3786Bl. 5 „Meteorologische Messungen für Fragen der Luftreinhaltung; Globalstrahlung, direkte Sonnenstrahlung und Strahlungsbilanz“ beschrie-ben.

2.4.6 Erfassung der verkehrlichen Parameter

Zur Erfassung der verkehrlichen Parameter im Be-reich der Messstelle B 10 wird auf die Ergebnisse

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der automatischen Verkehrsmessstelle 5 desStadtplanungsamtes (STA) der Stadt Karlsruhezurückgegriffen, die uns im Rahmen des Projek-tes zur Verfügung gestellt wurden. Diese Ver-kehrsmessstelle registriert die Verkehrsmengenund Fahrzeuggeschwindigkeiten auf den 8 Fahr-streifen der B 10. Die Fahrspur 1 ist dabei die nörd-liche Außenfahrbahn der B 10 in Richtung Pfalzbzw. die Einfädelungsspur aus Knielingen kom-mend.

Die weiteren Fahrstreifen werden aufsteigend nachSüden bis zum Fahrstreifen 8 (die Ausfahrtsspurnach Knielingen (K 9651)) nummeriert. Somit wei-sen die Fahrstreifen 1 bis 4 in FahrtrichtungPfalz/Ölkreuz und die Fahrstreifen 5 bis 8 in Rich-tung Karlsruhe /Knielingen.

In die Fahrbahn sind dazu Induktionsschleifen inalle 8 Fahrstreifen eingelassen. Diese Induktions-schleifen registrieren die passierenden Fahrzeuge.Die Auswertung der Signale erfolgt lt. STA Karlsru-he mittels des Fahrzeugklassifikators VDK900/VQM 900 der Traffic Data Systems GmbH. Das Modul VDK 900 enthält alle Elemente zur Klassifizierung der Fahrzeuge nach 8 Klassen, die Baugruppe VQM 900 ist u. a. für die Er-kennung und ggf. Ausblendung von seitlich ver-setzt fahrenden Fahrzeugen (Schrägfahrern) zu-ständig.

Ausgegeben werden die Fahrzeugklassen: Pkw,Pkw bzw. Lieferwagen mit Anhänger, Lieferwagenbis 3.5 t zulässigen Gesamtgewichtes (ohne An-hänger), Lkw größer 3.5 t zulässigen Gesamtge-wichtes (ohne Anhänger), Lkw größer 3.5 t zulässi-gen Gesamtgewichtes (mit Anhänger), Sattelzüge,Busse und Motorräder.

Als Fahrzeuggeschwindigkeiten werden für dreiFahrzeuggruppen (leichte Fahrzeuge, schwererWirtschaftsverkehr und Reiseverkehr) die mittlerenFahrzeuggeschwindigkeiten (vM), die Standardab-weichung (vS) sowie Perzentile (v15 und v85) an-gegeben.

2.5 Qualitätssicherung der Messungen

2.5.1 Konzentrationsmessungen

Zur Durchführung der Messungen wurden eig-nungsgeprüfte Gasanalysatoren eingesetzt. DieGasanalysatoren werden in regelmäßigen Abstän-

den im Labor kalibriert. Dabei werden die Geräte-parameter „Linearität des Messbereichs“, „Null-punkt“ und „Empfindlichkeit“ überprüft und gege-benenfalls eingestellt.

Zur Durchführung der Kalibrierung werden mindes-tens zwei Prüfgase mit bekannten Konzentrationenüber dem gesamten Messbereich und Nullgas aufden Analysator aufgeschaltet. Während des Be-triebs der Gasanalysatoren in der Messsta-tion wird täglich eine Funktionskontrolle mit Hilfeeiner Prüfgaskonzentration und mit Nullluft durch-geführt. Im 14-tägiglichen Rhythmus werden War-tungsarbeiten in den Stationen durchgeführt. Dabeiwird für jeden Messplatz eine Funktionskontrolledurchgeführt. Es werden die Volumenströ-me kontrolliert. Die Gaswege werden auf Dichtigkeit geprüft. Die Wartungsarbeiten bein-halten auch den Tausch von Filtern, die Erneue-rung der Verschlauchungen sowie andere Wartungsarbeiten, die laut Herstellerangaben fürdie einzelnen Analysatoren vorgeschrieben wer-den.

2.5.2 Verkehrszählungen

In zwei Gutachten durch die Fa. Heusch-Böse-feldt (1999) bzw. HB-Verkehrsconsult (2003) wurden die Genauigkeiten des eingesetzten Sys-tems anhand des Vergleiches von Zählungen und Videoaufzeichnungen an der BAB A 99 bewertet. Da lt. Heusch-Bösefeldt (1999) das Klassifikationssystem VDK 900/VQM 900 überkeine mechanischen Einstellmöglichkeiten (Schal-ter, Potentiometer) verfügt, ist eine Baugleich-heit aller ausgelieferten Systeme gewährleis-tet.

Bzgl. der Fahrzeugmengenerfassung (Kfz-Ins-gesamt) kamen die Gutachter zu dem Schluss,dass der relative Fehler 0.0 % betrug. Alle Fahr-zeuge (inkl. Motorräder) eines Fahrstreifens derhochbelasteten A 99 wurden im Messzeitraum registriert.

Es wurden keine Doppelerfassungen von Fahrzeu-gen mit Hänger (Registrierung als 2 einzelne Fahr-zeuge) beobachtet, ebenso wenig Einfachregistrie-rungen von zwei dicht hintereinander fahrendenFahrzeugen.

Bzgl. der Fahrzeugklassenbestimmung liegen diefestgestellten Detektionsraten zwischen 94.7 %(Bus) und 99.4 % (Pkw).

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3 Vorauswertung der B-10-Daten

3.1 Auswahl des Messzeitraumes

Von der UMEG Karlsruhe wurden die Messdatenaus folgenden Zeiträumen zur Verfügung gestellt,wobei es innerhalb dieser Zeiträume teilweise Da-tenlücken gibt:

· Gravimetrisch bestimmte Tagesmittel für PM10und PM2.5 aus dem Zeitraum von 10.08.2002bis 18.09.2003.

· Kontinuierliche (1/2h-Mittelwerte) Konzentrati-onswerte von PM10, CO und Meteorologie imZeitraum vom 24.07.2002 bis 30.9.2003.

· Kontinuierliche (1/2h-Mittelwerte) Konzentrati-onswerte von NOx im Zeitraum vom 31.07.2002bis 19.10.2003.

· Kontinuierliche Verkehrszahlen (1h-Mittelwerte)an der Verkehrszählstelle 5 (Knielingen) derStadt Karlsruhe fahrstreifenfein und für die Klas-sen Pkw, Pkw mit Anhänger, Lkw, Lkw mit An-hänger, Bus, Sattelschlepper, Lieferwagen,Kraftrad und Sonstige im Zeitraum 23.05.2002bis 13.06.2002 und 05.03.2003 bis 21.07.20031.Zusätzlich wurden für den gleichen Zeitraumund in der gleichen zeitlichen und räumlichenAuflösung Angaben zu den Fahrzeuggeschwin-digkeiten für drei Fahrzeuggruppen angegeben.Die Verkehrszahlen weisen also größere zeitli-che Datenlücken auf.

Um einen möglichst vollständigen Datensatz zu er-halten, zeigt sich, dass für den Anfang (10.08.2002)und das Ende des Messzeitraumes neben den Ver-kehrszählungen die gravimetrischen PMx-Datender begrenzende Faktor sind für das Ende im Prin-zip die Verkehrszählungen (21.07.2003). Da sichdie Verkehrszahlen im Wesentlichen periodischwiederholen, können hier Fehlstellen hilfsweisekompensiert werden.

Für die weitere Auswertung der statischen Kenn-größen der Immissionen wird der Zeitraum10.08.2002 bis 09.08.2003 (= 1 Jahr) betrach-tet. Für die Ableitung von Emissionsfaktoren ein-

schließlich Inhaltsstoffanalysen steht, begrenztdurch die Verfügbarkeit der Verkehrszahlen, derZeitraum 05.03.2003 bis 09.08.2003 zur Verfügung,also leider nur das Frühjahr und der Sommer.

3.2 Statistische Kenngrößen der Immissionen

Im Messzeitraum wurden die in der Tabelle 3.1 auf-geführten statistischen Kenngrößen (Gesamtbelas-tung) gemessen. Die PM10-Konzentrationen lagensomit auf der nördlichen Seite der B 10 in 3 m Mess-höhe bei ca. 28 µg/m3, auf der südlichen Seite beica. 29 µg/m3. 50 µg/m3 als Tagesmittelwert wurdenauf der nördlichen Seite 20-mal überschritten, aufder südlichen Seite 28-mal. Der Anteil der feinenPartikelfraktion PM2.5 an PM10 lag an der Mess-stelle Nord bei ca. 73 %, an der Messstelle Süd mit67 % etwas niedriger. Die Datenverfügbarkeit dergravimetrisch bestimmten Konzentrationen lagzwischen 85 und 90 %. Als NOx-Jahrsmittelwertwurden an der Station Nord 123 µg/m3 und an derStation Süd 137 µg/m3 gemessen.

In 6 m Messhöhe liegen an der Station Nord dieJahresmittelwerte bei ca. 25 µg/m3 sowie die An-zahl von Überschreitungen bei 17 bzw. an der Sta-tion Süd im Jahresmittel bei 29 µg/m3 und 31Überschreitungen. An der Station Süd werden alsoerstaunlicherweise in 6 m Höhe leicht höherePM10-Konzentrationen festgestellt als in 3 m Höhe.Der Anteil PM2.5 an PM10 wurde mit 79 % (Nord)bzw. 63 % (Süd) gemessen. Die Datenverfügbar-keit liegt bei ca. 85 %. Als NOx-Jahrsmittelwertwurden an der Station Nord 114 µg/m3 und an derStation Süd 122 µg/m3 gemessen.

20

1 Nach Abschluss der Vorauswertungen der Daten wurdenuns vom STA Karlsruhe noch Verkehrszahlen zwischen21.07. und 05.11.2003 zur Verfügung gestellt. Soweit not-wendig, wurden diese mitverwendet. Der betrachtete Messzeitraum wurde aber nicht verändert.

Tab. 3.1: Statistische Kenngrößen (JM = Jahresmittel) im sta-tistisch ausgewerteten Zeitraum 10.08.2002 bis09.08.2003

StationNord

PM2.5(JM)

PM2.5-10(JM)

PM10 (JM) AnzahlÜber-schr.

von 50µg/m3

NOx(JM)

CO(JM)

Wind-ge-

schw.(JM)[m/s]

3 m Höhe

6 m Höhe

5 m Höhe

20.3

19.9

7.8

5.4

27.8 (28.6)

25.2

20

17

122.9

113.7

290

1.3

Station Süd

3 m Höhe

6 m Höhe

10 m Höhe

19.0

18.3

9.6

10.8

28.3 (29.7)

29.0

28

31

136.7

122.4

270

1.6

Konzentrationen in µg/m3. Werte in Klammern = Beta-Staubmeter

3.3 Windverhältnisse

Die Windverhältnisse (Windrichtung und Windge-schwindigkeit) wurden im Messzeitraum kontinu-ierlich an den Stationen Nord und Süd erfasst. Ander Station Süd wurde über den gesamten Mess-zeitraum in 10 m Höhe gemessen, an der StationNord bis zum 28.03.2003 in 5 m Höhe, ab dannebenfalls in 10 m Höhe. Die Windrichtungsvertei-lungen an den Messstationen Nord und Süd sind in

Bild 3.1 dargestellt. Die Hauptwindrichtung ist je-weils Südwest. Ein Nebenmaximum ist bei nördli-chen bis nordöstlichen Windrichtungen zu ver-zeichnen. An der Station Süd sind nördliche Wind-richtungen weniger häufig zu verzeichnen als ander Station Nord. Die mittlere Windgeschwindigkeitist an der Station Nord wegen der temporär gerin-geren Messhöhe mit 1.3 m/s niedriger als an derStation Süd (1.6 m/s).

Im Messzeitraum, in dem auf beiden Seiten jeweilsauf 10 m Höhe gemessen wurde, lagen die mitt-leren Windgeschwindigkeiten an der Station Nordbei 1.6 m/s, an der Station Süd bei 1.5 m/s. Insge-samt sind die Windgeschwindigkeiten an der B 10gegenüber nahe liegenden, frei angeströmtenStandorten (z. B. Eggenstein, Freudenstadt, Karls-ruhe-West) herabgesetzt. Ursache sind wahr-scheinlich die den Messcontainern nahe liegendenBaum- und Buschgruppen.

3.4 Immissionszeitreihen (Gravimetrie)

In Bild 3.2 sind beispielhaft die Tagesmittelwerte an der Station Nord, in Bild 3.3 an der Station Süd in 3 m Höhe getrennt für die Partikel-fraktionen PM2.5 und PM2.5-10 im Auswertezeit-raum dargestellt. Demnach schwanken die PM10-Konzentrationen im Allgemeinen zwischen 10 und 50 µg/m3, als höchste PM10-Konzentra-tion wurde 112 µg/m3 festgestellt. (Hinweis: Nega-tive Werte zeigen an, dass die gemessene PM2.5-Konzentration höher war als die PM10-Konzentra-tion).

3.5 PMx-Zusatzbelastungen (Gravimetrie)

Außerordentlich wichtig für die spätere Betrach-tung des Einflusses der B 10 auf die Immissionssi-tuation an den Messstellen ist die Separation derZusatzbelastung. Aus diesem Grund wurden dieDifferenzen der PM10- und PM2.5-Konzentrationenzwischen der Station Nord und Süd gebildet. Umeine Systematisierung vornehmen zu können, wur-den diese Differenzen der Größe nach (Ordnungs-kriterium ist die Differenz der PM10-Konzentratio-nen) sortiert. Das Ergebnis ist beispielhaft für dieMesshöhe von 3 m in Bild 3.4 aufgezeigt. Aufgrunddiverser Datenausfälle reduziert sich bei dieserAuswertung das verfügbare Datenkollektiv um ca.25 % auf 276 Tage.

21

Bild 3.1: Windrichtungsverteilungen an den Stationen B 10Nord und Süd

Es werden Luv-Lee-Differenzen der PM10-Tages-mittelwerte bis 27 µg/m3 festgestellt. Sehr häufigliegen diese Zusatzbelastungen zwischen 3 und 10

µg/m3. Die Konzentrationsdifferenzen PM10-Nordminus-Süd sind niedriger als Süd minus Nord. Un-terschiede zwischen Nord und Süd werden auch

22

Bild 3.2: Zeitreihen der PMx-Konzentrationen (24h-Mittelwerte/Gravimetrie) an der Station Nord (Messhöhe 3 m), negative Werte:PM2.5 höherer Messwert als PM10

im relativen Anteil der PM2.5 an der PM10-Zusatz-belastung deutlich. Der relative Anteil PM2.5 an

PM10 ist bei nördlichen Windrichtungen geringerals bei südlichen Windrichtungen.

23

Bild 3.3: Zeitreihen der PMx-Konzentrationen (24h-Mittelwerte/Gravimetrie) an der Station Süd (Messhöhe 3 m)

3.6 Auswahl von Tagen für die Inhalts-stoffanalyse

Die Bestimmung der verkehrsbedingten PM10- undPM2.5-Emissionen basiert wie erläutert auf demAnsatz der luv- und leeseitigen Messung der PM10-, PM2.5- und NOx-Massenkonzentrationen.Durch Differenzbildung der in Luv und Lee erhalte-nen Konzentrationen und mit der Kenntnis der ver-kehrsbedingten NOx-Emissionen können die Emis-sionsdichten und durch deren Division durch dieVerkehrsstärke die gesuchten Emissionsfaktorenvon PM10 und PM2.5 berechnet werden. Hierbeikönnen nur Zeiten berücksichtigt werden, beidenen stabile meteorologische Bedingungen (ins-besondere Windrichtung) vorliegen, die zu einemdeutlichen Effekt der Konzentrationszunahme zwi-schen Luv (vor der Autobahn) und Lee (nach derAutobahn) führen.

Folgende Auswahlkriterien zur Identifizierung von Tagen, an denen die Filter auf Inhalts-stoffe ausgewertet werden sollten, wurden festge-legt:

1. Es müssen Konzentrationswerte für 3 m Mess-höhe auf beiden Seiten vorliegen.

2. Der Wind sollte entweder stabil aus dem südli-chen oder aus dem nördlichen Windsektor ge-richtet sein.

3. Der Betrag der Differenz der PM10-Konzentra-tionen Nord minus Süd in 3 m Messhöhe solltegrößer/gleich 6 µg/m3 sein. Bei einer mitt-leren Vorbelastung von ca. 20 µg/m3 wäre das ein „Signal“-Effekt von mindestens ca. 30%.

4. Der Betrag der Differenz der PM2.5-Konzentra-tionen Nord minus Süd sollte gleichzeitiggrößer/gleich null sein. Das heißt, die feineStaubfraktion als ein möglicher Indikator für dieAuspuffemissionen sollte keine unplausible Ab-nahme zeigen.

5. Es sollten alle Wochentage (einschließlich Wo-chenende) möglichst gleichmäßig vertretensein, um den Einfluss der Schwerverkehrsantei-le separieren zu können.

6. Es sollten möglichst auch für die 1/2h-Mittel-werte der Konzentrationen und Meteorologiesowie die 1h-Mittelwerte des Verkehrs dieDaten vollständig verfügbar sein.

24

Bild 3.4: Differenzen der PMx-Konzentrationen (24h-Mittelwerte/Gravimetrie) zwischen den Stationen Nord und Süd (Messhöhe 3m). Die Werte wurden absteigend sortiert nach der Größe der PM10-Differenz „Nord minus Süd“. Tage mit teils positivenund teils negativen Werten weisen auf nicht stabile Luv-Lee-Bedingungen hin. An Tagen ohne Konzentrationsangabe warennicht alle Konzentrationsinformationen verfügbar.

7. Die Daten aus 6 m Messhöhe werden zur Aus-wahl der Probetage nicht herangezogen, dasich die Messstelle in dieser Höhe möglicher-weise nicht in allen entsprechenden Situationeninnerhalb der Abgasfahne befindet. Sie solltenaber für die ausgewählten Probetage mit auf In-haltsstoffe analysiert werden.

Bei Anwendung dieser Kriterien werden die in Ta-belle 4.3 aufgeführten Tage separiert. Für zweiSamstage und 6 Sonntage wurde das Kriterium 3von 6 auf 4 µg/m3 reduziert, um ein größeres Da-tenkollektiv für die Wochenenden mit den geringe-ren Schwerverkehrsanteilen zu erhalten. Damitwären für 20-mal Montag, 16-mal Dienstag, 20-malMittwoch, 17-mal Donnerstag, 16-mal Freitag, 9-mal Samstag und 13-mal Sonntag (in der Summealso für 111 Tage) die Proben auf Inhaltsstoffe zuprüfen.

Die Probetage verteilen sich über alle Monate desJahreszeitraumes, wobei im Februar mit 22 Tagendie meisten und in den Monaten November undAugust mit vier bzw. einem Probetag die wenigstenTage zu verzeichnen sind.

Einen Eindruck über die Stabilität der meteorologi-schen Bedingungen an den ausgewählten Tagenvermittelt Bild 3.5. Hier wurden die Windrichtungenan der Station Süd (1/2h-Werte) für die ausgewähl-ten Tage dargestellt, an denen die Differenz derPM10-Tagesmittelwerte (Gravimetrie) in 3 m Mess-höhe zwischen Station Nord und Süd positiv ist.Idealerweise würde man hierbei nur südliche Wind-richtungen erwarten. Dies wird im Wesentlichenbestätigt, denn in der Realität treten Windrichtun-gen zwischen 150 und 250° (also aus dem südli-chen Windrichtungssektor) auf. Windrichtungenaußerhalb dieses Sektors treten nur mit geringerHäufigkeit auf. Somit ist für die ausgewählten Tagevon ausreichend stabilen Windverhältnissen aus-zugehen.

In den Proben dieser ausgewählten Tage sowohlfür 3 als auch für 6 m Messhöhe sollten EC (Ruß)und OC (organischer Kohlenstoff, möglichst ge-trennt nach niedrig siedenden und höher sieden-den Komponenten) und der silikatische Rest be-stimmt werden. EC ist in der PM2.5-Fraktion hierbeiein direkter Tracer für Auspuffemissionen. EC undOC in der Fraktion 2.5 bis 10 µm sind Tracer fürReifenabriebe und Aufwirbelungen organischerMaterialien. Außerdem sollten Analysen auf Ammo-nium, Nitrat und Sulfat (sekundäre Partikelbildun-gen durch Kondensation heißer Gase), Antimon

und Eisen (Bremsabriebe) sowie Kalzium (Straßen-abrieb und Erdkrustenmaterialien) durchgeführtwerden.

Von den in Tabelle 4.3 aufgeführten Tagen für eineInhaltsstoffanalyse wurden aus Gründen der finan-ziellen Randbedingungen des Projektes 172 Pro-ben ausgewählt. Diese wurden nach den Kriterien„vollständige Verfügbarkeit aller Daten (einschließ-lich Verkehrsdaten), Wochentage (auch Sonntage)und „maximale Zusatzbelastung“ festgelegt. DieseProbetage waren:

06., 12. und 14.03.2003, 17. bis 21.03.2003, 14.,15., 23., 24., 26. und 28.04.2003, 18., 20. bis 22.sowie 26. bis 28.05.2003, 01., 04., 05., 10., 16.,18., 25., 28. und 29.06.2002, 13., 14., 17. und20.07.2003 und der 03.08.2003 sowie zusätzlichnoch die Tage 09.01. und 19.02.2003 als die Tagemit den höchsten PM10-Zusatzbelastungen, wobeihier allerdings keine Verkehrszahlen vorlagen. Fürdie genannten Probetage wurden immer die PM10-und PM2.5-Daten der Stationen Nord und Süd in je-weils 3 m Höhe, für 4 Tage zusätzlich in 6 m Höheanalysiert.

4 Ergebnisse der Datenaus-wertung für die Tage mit Inhaltsstoffanalyse

4.1 Verkehrsstärken und Fahrzeugge-schwindigkeiten

Tagesgänge der Verkehrsstärken für mehrere Tage,für die Inhaltsstoffanalysen vorlagen, sind beispiel-

25

Bild 3.5: Windrichtung für die ausgewählten Tage, wenn die Differenz der PM10-Konzentrationen (24h-Mittel-werte/Gravimetrie) zwischen den Stationen Nord undSüd (Messhöhe 3 m) positiv ist

26

Bild 4.2: Mittlere Pkw-Geschwindigkeiten auf allen Fahrstreifen für die betrachteten Straßen

Bild 4.1: Beispiele für Verkehrsstärken im Gesamtquerschnitt an der Messstelle sowie mittlere Fahrzeuggeschwindigkeiten auf demäußeren rechten Fahrstreifen Richtung Pfalz

haft in Bild 4.1 aufgezeigt. Zusätzlich sind für dieseTage die mittleren Fahrzeuggeschwindigkeiten ge-trennt nach Pkw und Schwerverkehr für den Fahr-streifen 1 (nördliche Außenfahrbahn der B 10 inRichtung Pfalz) dargestellt. In Bild 4.2 sind eben-falls für die Tage des Bildes 4.1 für die Pkw diemittleren Fahrgeschwindigkeiten getrennt für alleFahrstreifen abgebildet.

Die Verkehrstagesgänge zeigen an den Werktagenfür die Pkw ausgeprägte Morgen- und Abendspit-zen um ca. 6 000 Kfz/h. An den Sonntagen zeigensich in den Tagstunden Verkehrsmengen um ca. 2500 bis 3 000 Kfz/h. Der Schwerverkehr liegt anden Sonntagen bei nahe null, an den Werktagenfahren tagsüber ca. 400 Lkw/h sowie ca. 100 Lie-ferwagen/h.

Die Tabelle 4.1 fasst die über diese Tage gemittel-ten Verkehrsstärken zusammen. Die mittlere Ver-kehrsstärke am Messquerschnitt betrug somit ca.75 500 Kfz/d bei einem Schwerverkehrsanteilgrößer 3.5 t von 14.4 % und einem Anteil Lieferwa-gen (= Transportfahrzeuge mit zulässigem Gesamt-gewicht zwischen 2.8 t und 3.5 t) von 4.6 %.

Die mittleren Geschwindigkeiten der Pkw (Bild 4.2)lagen bei diesem auf 100 km/h beschränkten Ab-schnitt tags auf den jeweiligen äußeren rechtenFahrstreifen bei ca. 75 bis 85 km/h und auf den in-neren Fahrstreifen bei ca. 85 bis 105 km/h. Bei Ver-kehrsdichten kleiner etwa 4 000 Kfz/h (also im We-sentlichen nachts und am Sonntag) liegen die Pkw-Geschwindigkeiten ca. 10 bis 15 km/h höher. Am18.06.2003 wurden auf den Fahrstreifen 1 bis 4zeitweilig nur geringe Fahrzeuggeschwindigkeitenum 15 km/h registriert. Dies steht möglicherweiseim Zusammenhang mit der Sperrung des Fahrstrei-fens 4, welche am 13. und 14.07.2003 z. B. auch zuca. 5 bis 10 km/h geringeren Fahrzeuggeschwin-digkeiten auf allen Fahrstreifen führte.

Die mittleren Lkw-Geschwindigkeiten (Bild 4.1)lagen im Allgemeinen zwischen ca. 68 und 85km/h.

Anhand der vorliegenden Fahrzeuggeschwindig-keiten, der Straßenklassifizierung und der signali-sierten Geschwindigkeitsbeschränkung auf 100km/h kann die Verkehrsituation an der Messstelleentsprechend Handbuch für EmissionsfaktorenHBEFA (UBA, 1999) zu ,,AB Tempolimit 100’’, fürdie Fahrtrichtung Pfalz am 18.06.2003 Nachmittagmit „AB Stgo“ und am 13.07. sowie 14.07.2003 mit„AB Bau2“ charakterisiert werden. Aufgrund der für

die Fahrzeuggeschwindigkeiten beobachteten Va-riation mit den Verkehrsstärken und den vor Ort be-obachteten Verkehrszuständen wird im Folgendenunter Normalbetrieb der Straße für Verkehrsdichtengrößer 4 000 Kfz/h im Gesamtquerschnitt die Ver-kehrssituation mit „AB Tempolimit 100 gebunden“sonst „AB Tempolimit 100“ angenommen.

4.2 PM10-Emissionsfaktoren

4.2.1 Allgemeines

Die Datenlage erlaubt die Bestimmung der PM10-Emissionsfaktoren mittels der Methode NOx alsTracer. Es gilt wie im Abschnitt 2.2.1 erläutert dieBeziehung:

NOx-ZB/E(NOx) = PM10-ZB/E(PM10) = konst. bzw.

E(PM10) = PM10-ZB · E(NOx)/NOx-ZB,

wobei ZB die Differenz zwischen Gesamtbelastungund Vorbelastung kennzeichnet und E die jeweiligeEmissionsdichte.

Aus dem Vergleich der berechenbaren NOx-Emissi-onsdichten und den aus den vorliegenden Mess-daten abgeleiteten NOx- und PM10-Zusatzbelas-tungen können somit mittels o. g. Dreisatz die je-weiligen PM10-Emissionsdichten bzw. Emissions-faktoren bestimmt werden. Diese Emissionsfakto-ren stellen die PM10-Gesamtemissionsfaktoren dar.

Durch Subtraktion des ermittelten Gesamt-PM10-Emissionsfaktors mit den PM10-Auspuffemissions-faktoren aus dem Handbuch für Emissionsfaktoren(UBA, 2004) erhält man eine Abschätzung derPM10-Emissionsfaktoren infolge von Abrieben undAufwirbelung.

Für dieses Verfahren stehen die kontinuierlich als1/2-Stundenmittelwerte ermittelten Konzentratio-nen und die als 1-Stundenmittelwerte vorliegenden

27

Tab. 4.1: Verkehrsstärken am Messquerschnitt

Verkehrsstärken[Kfz/d]

Wochenmittel Mo bis Fr Sonntag

DTV 75 500 78 900 51 650

Schwerverkehr10 850

entspricht 14.4 %

12 400 entspricht

15.6 %

1 200 entspricht

2.3 %

Pkw61 100

entspricht 81.0 %

62 200 entspricht

78.9 %

48 500 entspricht

94.1 %

Lieferwagen3 520

entspricht 4.6 %

3 800 entspricht

4.8 %

1 800 entspricht

3.7 %

Verkehrsstärken zur Verfügung. Die Zuordnung vonVorbelastung und Gesamtbelastung erfolgt überdie ebenfalls kontinuierlich vorliegende Windrich-tungsinformation. Hierbei werden die Ereignisse imWindrichtungssektor Nord (300 bis 60 Grad) sowieSüd (120 bis 240 Grad) ausgewertet.

Somit ist es möglich, Stundenmittelwerte der Emis-sionsfaktoren zu bestimmen. Auf Grundlage derKonzentrations-, Emissions- und Flottenunter-schiede zwischen Werktagen und Wochenendelassen sich wie im Abschnitt 2.2.3 erläutert auchnach Pkw/LNF und Schwerverkehr differenzierteEmissionsfaktoren ableiten.

4.2.2 PM10-Zusatzbelastungen

Die in den o. g. Windrichtungssektoren berechne-ten PM10-Zusatzbelastungen (Beta-Staubmeter)als 1/2-Stundenmittelwerte in 3 m Messhöhe sindexemplarisch in Bild 4.3 aufgezeigt.

Für die dargestellten Tage kann festgestellt wer-den, dass in der überwiegenden Mehrzahl einedeutliche PM10-Zusatzbelastung zu verzeichnen

ist. Sie liegt im Allgemeinen zwischen 5 und 20µg/m3 als 1/2-Stundenmittelwert und kann aberauch Werte über 30 µg/m3 erreichen.

In wenigen Stunden sind auch „negative“ Zusatz-belastungen zu verzeichnen, die trotz Winds vonder Autobahn zur Messstelle einen niedrigerenKonzentrationswert zeigen als an der Wind zuge-wanden Station. Dies tritt mit deutlichen Effekteninsbesondere an den Tagen mit eingeschränktemVerkehrsfluss (z. B. 18.06., 13. und 14.07.2003) auf.

4.2.3 PM10-Emissionsfaktoren

Aus den PM10-Zusatzbelastungen und den für jedehalbe Stunde berechenbaren NOx-Emissionsfakto-ren wurden die PM10-Emissionsfaktoren bestimmt.Dies wurde für die Situationen mit positiver NOx-Zusatzbelastung > 40 µg/m3 durchgeführt.

Die Berechnung der Emissionsfaktoren bei niedri-geren NOx-Schwellen ist zu unsicher. (Hinweis: Fürpositive NOx-Differenzen größer 40 µg/m3 undgleichzeitig negativen PM10-Differenzen wurde der

28

Bild 4.3: PM10-Zusatzbelastungen (das heißt Lee- minus Luvkonzentrationen) in den Windrichtungssektoren Nord bzw. Süd an einerAuswahl der betrachteten Tage, an denen Inhaltsstoffanalysen vorlagen. In Stunden ohne Wert lagen keine stabilen Luv-Lee-Bedingungen vor oder waren NOx- und PM10-Messwerte nicht gleichzeitig vorhanden. Negative Werte weisen aufeinen höheren Luvwert als den dazugehörigen Leewert hin

PM10-Emissionsfaktor zu null gesetzt und in diestatistische Auswertung mit einbezogen. Damitwird verhindert, dass kleine PM10-Zusatzbelastun-gen im Bereich der Nachweisschwelle und damitniedrige Emissionsfaktoren unterdrückt werden.)

Als Verkehrssituation für die NOx-Emissionsbe-rechnung wurde entsprechend obigen Ausführun-gen für alle Fahrstreifen und für alle Tage mit Ver-kehrsstärken im Gesamtquerschnitt größer als 4 000 Kfz/h „AB Tempolimit 100 gebunden“ sonst„AB Tempolimit 100’’ angesetzt. (Hinweis: Die be-sonderen Verkehrszustände während der Baustel-lenzeit werden später separat diskutiert.) Als Emis-sionsfaktoren ergeben sich dabei für das Bezugs-jahr 2003 und die Flottenzusammensetzung ent-sprechend HBEFA 2.1 UBA (2004) für

AB Tempolimit 100 gebunden:Pkw inkl. LNF : 0.287 g NOx/(km · Fzg)

Lkw: 6.933 g NOx/(km Fzg)

und für

AB Tempolimit 100:Pkw inkl. LNF : 0.396 g NOx/(km · Fzg)

Lkw: 6.948 g NOx/(km · Fzg).

Für die Auspuffpartikel liefert das HBEFA 2.1 fol-gende Emissionsfaktoren:

AB Tempolimit 100 gebunden:Pkw inkl. LNF : 0.012 g PM10/(km · Fzg)

Lkw: 0.152 g PM10/(km · Fzg) und für

AB Tempolimit 100:Pkw inkl. LNF : 0.018 g PM10/(km · Fzg)

Lkw: 0.137 g PM10/(km · Fzg)

Beispiele für die damit aus den Messda-ten abgeleiteten PM10-Gesamtemissionsfaktoren (also ohne Differenzierung in die verschie-denen Quellanteile) sind in Bild 4.4 aufgezeigt. Sie variieren zwischen ca. 0.01 und 1.00 g/(km ·Fzg), sehr häufig zwischen 0.05 und 0.15 g/(km ·Fzg).

4.2.4 Tagesgänge und Einflussgrößen

4.2.4.1 Tagesgänge

Aus den verfügbaren Daten wurden durch Mittel-wertbildung mittlere Tagesgänge der Emissionsfak-toren für Montag bis Freitag und für Sonntag er-

29

Bild 4.4: Beispiele für die aus den Messdaten abgeleitete PM10-Gesamtemissionsfaktoren (Beta-Staubmeter)

stellt. Diese sind in Bild 4.5 aufgezeigt. Die mögli-chen Ursachen für die Variationen in den ermittel-ten PM10-Emissionsfaktoren sollen im Folgendendiskutiert werden.

Eine wesentliche Einflussgröße auf die Höhe desEmissionsfaktors ist nach derzeitigem Verständnisder Anteil des Schwerverkehrs an der Fahrzeug-flotte (siehe dazu im Vorgriff z. B. Kapitel 6). Des-halb wurden die Schwerverkehrsanteile ebenfallsmit in die Abbildungen aufgenommen. Deutlich zuerkennen ist an den Werktagen eine deutliche Kor-relation zum Schwerverkehrsanteil. In den frühenMorgenstunden mit Schwerverkehrsanteilen zwi-schen 30 und 65 % sind im Mittel die höchstenPM10-Emissionsfaktoren festzustellen. In den Zei-ten mit den geringsten Schwerverkehrsanteilen lie-gen auch im Mittel die kleinsten Emissionsfaktorenvor. Zieht man von den ermittelten PM10-Emissi-onsfaktoren die mittels Handbuch (HBEFA 2.1) be-stimmbaren auspuffbedingten Emissionsfaktorenab, so erhält man ein Maß für die nicht abgasbe-dingten Emissionen. In den Nachtstunden undgegen Mittag (also bei hohen Schwerverkehrsan-teilen) ist dieser Anteil im Mittel gleich groß odergrößer als die mit HBEFA berechenbaren Auspuff-emissionsfaktoren.

An den ausgewerteten Sonntagen entfällt im We-sentlichen aufgrund des Lkw-Fahrverbotes derEinfluss des Schwerverkehrs. Die SV-Anteile liegenbei ca. 1.5 bis 3 %, erst nach 21 Uhr ist ein deutli-ches Ansteigen des Schwerverkehrsanteiles zu er-kennen. Trotz des geringen Schwerverkehrsantei-les sind bis zum Vormittag hohe Emissionsfaktorenzu verzeichnen, die nicht durch die Auspuffemis-sionen des HBEFA erklärt werden können.

4.2.4.2 Abhängigkeit vom Schwerverkehr undvon der Verkehrsstärke

In Bild 4.6 sind beispielhaft Emissionsfaktoren inAbhängigkeit vom Anteil Schwerverkehr dargestellt,und zwar einmal für den Gesamtemissionsfaktorund zum anderen dieser wiederum reduziert um diePartikel-Auspuffemissionen entsprechend HBEFA2.1 als Maß für die Emissionsfaktoren für Abriebeund Aufwirbelung. Hierbei zeigen sich im Wesentli-chen drei Gruppen von Emissionsfaktoren:

1. Schwerverkehrsanteile kleiner 5 %: Dies sinddie Emissionsfaktoren für Sonntage. Da derSchwerverkehrsanteil nahe null liegt, repräsen-tieren diese Emissionsfaktoren im Wesentlichendie Emissionen der Pkw. Dennoch ist die Band-breite relativ groß [zwischen 0 und 0.15 g/(km ·Fzg)]. Eine Korrelation zum Anteil Lieferwagenkonnte nicht festgestellt werden und ist somitnicht Ursache dieser Unterschiede. Auch eineeindeutige Abhängigkeit von der Verkehrsstärkekonnte nicht festgestellt werden. Möglicherwei-se deutet sich eine Abhängigkeit insofern an,dass bei sehr geringen Verkehrsstärken (400 bis1 500 Kfz/h) in der Tendenz höhere Emissions-faktoren auftreten als bei Verkehrsstärken abca. 2 000 Kfz/h. Dies ist für die nicht auspuffbe-dingten Emissionsfaktoren in Bild 4.8 aufge-zeigt.

2. Schwerverkehrsanteile 7 bis ca. 30 %: In die-sem Intervall findet sich die größte Anzahl vonSituationen, es wird im Wesentlichen charakte-risiert durch die normalen Werktagsbedingun-gen. Hier zeichnet sich die erwartete Korrelationzwischen Emissionsfaktor und Schwerverkehrs-anteil ab (siehe Bild 4.6). Allerdings führt wahr-scheinlich die mögliche Überlagerung weitererEinflussfaktoren zu deutlichen Variationen. Umdies zu verdeutlichen, sind die Emissionsfakto-ren nur für die Episode 17.03. (Montag) bis21.03.2003 (Freitag) dargestellt (Bild 4.7). Er-staunlicherweise zeigen die Emissionsfaktoren

30

Bild 4.5: Aus den Messdaten abgeleitete PM10-Emissionsfak-toren für Werktage ohne Niederschlag (oben) undSonntage (unten)

des 17. bis 19.03.2003 und einiger Stunden des20. und 21.03.2003 mit bis ca. 25 % Schwerver-kehrsanteil fast den gleichen Verlauf. Am 21.03.und in einigen Stunden des 17. und 20.03.2003sind um den Faktor ca. 5 bis 8 höhere nicht aus-puffbedingte Emissionsfaktoren ermittelt wor-den. Die Ursachen sind derzeit noch unklar. Diemeteorologischen Bedingungen waren an allenTagen dieser Episode fast gleich [Windrichtung,

Strahlung, Feuchte, kein Niederschlag (außer0.1 mm um 0 Uhr am 21.3.2003)]. Einzig dieWindgeschwindigkeiten lagen am 21.03.2003mit Werten zwischen 1.5 und 3 m/s höher als anden anderen Tagen (0.5 bis 2 m/s).

3. Schwerverkehrsanteile zwischen 30 und 70 %:Diese Situationen treten an Werktagen im We-sentlichen in den frühmorgendlichen Stunden

31

Bild 4.6: Aus den Messdaten abgeleitete 1h-Mittelwerte der PM10-Emissionsfaktoren in Abhängigkeit vom Schwerverkehrsanteil

(ca. 0 bis 5 Uhr) kurz vor dem Einsetzen der be-rufsverkehrsbedingten Verkehrsspitze auf. DieEmissionsfaktoren für diese Situationen zeigenein uneinheitliches Verhalten mit sehr großenStreuungen, die wahrscheinlich durch die in derTendenz geringeren Luv/Lee-Differenzen be-dingt sind. Sehr häufig ist allerdings eine Art Sät-tigungseffekt zu verzeichnen, das heißt, die nichtauspuffbedingten Emissionsfaktoren steigen zusehr großen Schwerverkehrsanteilen nicht mehran oder sind gar null (Bilder 4.6 und 4.7).

Um die jeweiligen Trends zu erfassen, sind in Bild4.9 die über alle ausgewerteten Tage gemitteltenPM10-Emissionsfaktoren dargestellt. Dabei zeigt

sich etwa zwischen 13 und 22 % SV-Anteil ein aus-geprägter Anstieg sowohl in den Gesamt-, aberauch in den nicht auspuffbedingten Emissionsfak-toren. Zu höheren SV-Anteilen deutet sich eine Ab-nahme des Anstieges an, allerdings bei sehrgroßen Streuungen. Zwischen 8 und 12 % SV-An-teil scheint bei den Gesamtemissionsfaktoren imMittel keine oder nur eine geringe Abhängigkeitvom Anteil Schwerverkehr vorzuliegen. Der nichtauspuffbedingte PM10-Anteil liegt dort im Mitteletwa gleich hoch wie die mittels HBEFA abge-schätzte Auspuff-Emission. Es gibt allerdings auchSituationen, wo dieser Effekt nicht auftritt (sieheBild 4.7). Die Gründe dafür sind wie oben erläutertderzeit noch unklar.

32

Bild 4.8: Aus den Messdaten abgeleitete 1h-Mittelwerte derPM10-Emissionsfaktoren minus Auspuffemission(HBEFA) in Abhängigkeit von der Verkehrsstärke. Mit-telwert über vier Sonntage

Bild 4.7: Aus den Messdaten abgeleitete 1h-Mittelwerte der PM10-Emissionsfaktoren minus Auspuffemission (HBEFA) an Werkta-gen in Abhängigkeit vom Schwerverkehrsanteil

Bild 4.9: Über die trockenen Werktage gemittelte 1h-Mittelwer-te der PM10-Emissionsfaktoren in Abhängigkeit vomSchwerverkehrsanteil

4.2.4.3 Einfluss von Niederschlag

Der 22.05.2003 war ein Tag mit deutlichen Nieder-schlagsmengen. Die für diesen Tag bestimmtenEmissionsfaktoren, die Schwerverkehrsanteile unddie Regenmengen sind in Bild 4.10 dargestellt.

Es kann festgestellt werden, dass bis ca. 10 Uhrder Verlauf ähnlich und die absolute Höhe derPM10-Emissionsfaktoren in der Tendenz etwashöher als im mittleren werktäglichem Verlauf (Bild4.5) sind (Niederschlagssumme bis dahin ca. 1mm). Gegen 12 Uhr war nach 0.8 mm Niederschlagin einer halben Stunde ein schnelles und deutlichesAbsinken der PM10-Emissionsfaktoren zu erken-nen. Der Gesamtemissionsfaktor lag hierbei sogarzum Teil niedriger als der abgeschätzte Auspuff-emissionsfaktor für „AB 100g’’. Möglicherweise istdies mit niedrigeren Auspuffemissionen durch einevorsichtigere Fahrweise während und kurz nachdem Regen bei nasser Fahrbahn in Zusammen-hang zu bringen. Die aufgezeichneten mittlerenFahrzeuggeschwindigkeiten zeigen für diesen Zeit-raum etwas (Pkw ca. 5 km/h und Schwerverkehrca. 2 bis 3 km/h) niedrigere Werte als im gleichenZeitraum an trockenen Tagen.

Der nicht abgasbedingte PM10-Anteil sank durchden Regen und die damit nasse Fahrbahn für ca. 4 h auf null. Erst ab ca. 16 Uhr ist wieder ein An-stieg festzustellen. Die Emissionsfaktoren lagendann deutlich höher als im Werktagsmittel antrockenen Tagen. Andere Werktage mit Regen zei-gen ein ähnliches Verhalten. Möglicherweise wird

dann der am Boden gebundene nasse Staub nachdem Abtrocknen mobilisiert.

4.2.5 Mittlere PMx-Gesamtemissionsfaktoren

Die in den vorangegangen Abschnitten aufgeführ-ten PM10-Emissionsfaktoren können nach mittle-rem Werktag, Samstag und mittlerem Sonntag ge-trennt gemittelt werden. Es wurde hierbei folgendeVorgehensweise gewählt:

Die PM10-Emissionsfaktoren wurden aus den konti-nuierlichen 1/2-Stundenmittelwerten unter stabilenLuv-Lee-Bedingungen übernommen. Die Aufteilungin PM2.5 und PM2.5-10 wurde anhand der Diffe-renzen (Lee minus Luv) der Konzentrationsan-teile der gravimetrischen Proben (Tagesmittelwerte)bestimmt. Diese Emissionsfaktoren sind getrenntnach mittleren Werktag (Montag bis Freitag), Samstag sowie Sonntag in der Tabelle 4.2 zusam-men mit den zugehörigen Verkehrsstärken aufge-zeigt.

Um eine Differenzierung des flottenmittleren Emis-sionsfaktors für die Fahrzeugklassen Pkw (inklusi-ve LNF) sowie Lkw durchzuführen, können z. B. diein Abschnitt 2.2.3 genannten Verfahren angewen-det werden:

a) Abschätzung basierend aus dem Vergleich derEmissionsfaktoren bei unterschiedlichen Lkw-Anteilen an Werktagen, samstags und sonn-tags. Eine lineare Regression der in Tabelle 4.2aufgeführten Werte liefert eine Funktion:

33

Bild 4.10: Tagesgang der aus den Messdaten abgeleiteten 1h-Mittelwerte der PM10-Emissionsfaktoren an einemRegentag sowie Schwerverkehrsanteil und Nieder-schlagsmenge, vergleiche auch Bild 4.5

Tab. 4.2: Verkehrsstärken und abgeleitete Gesamtemissionsfak-toren am Messquerschnitt für alle Tage mit Inhaltsstoff-analysen. Der Emissionsfaktor PM10 wurde aus denkontinuierlichen 1/2h-Mittelwerten abgeleitet, der PM2.5bzw. PM(2.5-10) aus den gravimetrischen Anteilen PM2.5an PM10 bestimmt

Mo bis Frn = 28

Samstagn = 2

Sonntag n = 7

DTV [Kfz/d] 79 000 61 800 51 500

Schwerverkehr [Kfz/d]12 700 (16 %)

3 000 (5 %)

1 200 (2 %)

Pkw [Kfz/d]62 500 (79 %)

56 100 (91 %)

48 500 (94 %)

Lieferwagen [Kfz/d]3 800 (5 %)

2 700 (4 %)

1 800 (4 %)

PM10-Efaktor [mg/(km · Fzg)] 86 73 67

PM2.5-Efaktor [mg/(km · Fzg)] 43 45 31

PM(2.5-10)-Efaktor [mg/(km · Fzg)]

43 29 37

n = Anzahl der Analysetage

= 1.3 · Lkw-Anteil [%] + 65mit R2 = 0.99.

Somit ergibt sich mit dieser üblicherweise ver-wendeten Methodik ein mittlerer Pkw-Emissi-onsfaktor von 65 mg/(km · Pkw) und ein Lkw-Emissionsfaktor von 195 mg/(km · Lkw).

b) In den vorhergehenden Abschnitten wurde auf-gezeigt, dass in Zeiten mit wenig Verkehr (z. B.sonntags) und sehr geringem Lkw-Anteil dieEmissionsfaktoren in der Tendenz höher liegenals bei hohen Verkehrsdichten. Auch scheintmöglicherweise werktags bei geringen Lkw-An-teilen, aber auch bei hohen Lkw-Anteilen keinelineare Abhängigkeit vorzuliegen (siehe z. B.Bild 4.9). Eine Regression der (trockenen) werk-täglichen Emissionsfaktoren über den Lkw-An-teil liefert im Wertebereich der Lkw-Anteile zwi-schen 7 % und 25 % (mindestens 5 1/2h-Mit-telwerte pro Lkw-Anteil verfügbar) als best fitfolgende nichtlineare Funktion:

= 0.023 · e 0.079 Lkw-Anteil [%]

mit R2 = 0.8.

Somit ergäbe sich für die trockenen Werktage einPkw-Emissionsfaktor von 23 mg/(km · Pkw), derbei ca. 1/3 dieses Wertes liegt, welcher über denWerktag/Sonntag-Vergleich ermittelt wurde.

Es liegen an den ausgewerteten Werktagen zu-zeiten stabiler Luv-Lee-Bedingen keine Situatio-nen mit Lkw-Anteilen kleiner 7 % vor, um denTrend zu prüfen. Möglicherweise zeigen sich inden scheinbar widersprüchlichen Ergebnissenmehrere Abhängigkeiten gleichzeitig, da z. B.niedrigere Lkw-Anteile werktags zuzeiten mitsehr hohem Verkehrsaufkommen korreliert sind,dahingegen sonntags niedrigeres Verkehrsauf-kommen vorherrscht. Die für sonntags abgeleite-ten Emissionsfaktoren sind statistisch geringerabgesichert als für die Werktage (sonntags gerin-geres Datenkollektiv, höhere Messungenauigkeitdurch geringe Zusatzbelastungen aufgrund derniedrigeren Verkehrsstärken etc.). Bis zu 25 %Lkw-Anteil kann der flottenmittlere Emissionsfak-tor danach werktags mit ausreichender Genauig-keit durch eine lineare Kombination von

22 mg/(km · Pkw) bzw.

430 mg/(km · Lkw)

beschrieben werden. Die Unsicherheiten sindallerdings wie oben erläutert relativ groß.

Beide genannten Effekte (mögliche Nichtlinearitätzwischen Pkw- und Lkw-Emissionsfaktoren sowieder mögliche Einfluss geringerer Verkehrsstärkenauf die Emissionsfaktoren) sollten bei vertiefendenDatenauswertungen bzw. weiterführenden Projek-ten untersucht werden. Da die Statistik im Bereichniedriger und sehr hoher Schwerverkehrsanteilenicht ausreicht, um gesicherte Aussagen treffen zukönnen, wird im Folgenden für die Anwendung imPM10-Emissionsmodell pragmatisch von einem li-nearen Zusammenhang zwischen Emissionsfaktorund Lkw-Anteil ausgegangen.

4.3 Inhaltsstoffanalysen und Ableitungvon Quellanteilen für den Verkehr

Im Folgenden werden die von der UMEG analysier-ten Inhaltsstoffe der Filterproben systematisiert.Hierbei werden sowohl die Zusammensetzung derGesamtbelastung als auch die der Zusatzbelas-tung (also die Konzentrationen der Probe in Lee derHauptwindrichtung minus der Konzentration derProbe in Luv der Hauptwindrichtung) betrachtet.Da die Probetage zuvor (siehe Abschnitt 3.6) nachden Kriterien für stabile Luv-Lee-Situationen aus-gewählt wurden, sollten auch die Inhaltsstoffantei-le in den jeweiligen Zusatzbelastungen klare ver-kehrsbezogene Beziehungen aufweisen. Unsicher-heiten liegen in Mess- und Analyseeffekten (auf-grund möglicherweise niedriger Konzentrationen)sowie in der zwar anteilsmäßig sehr geringen aberdennoch auftretenden Aufhebung der Luv-Lee-Be-dingung innerhalb eines jeweiligen Tages begrün-det, die sich wegen der 24h-Mittelung aber nichtseparieren lässt.

4.3.1 Zusammensetzung der Gesamt- und Zusatzbelastung

4.3.1.1 Mittelwert über alle Proben

Die mittlere prozentuale Zusammensetzung derGesamtbelastungen für die in Abschnitt 3.7 ge-nannten Probetage ist exemplarisch für die StationNord in Bild 4.11 aufgezeigt.

Es ist festzustellen, dass an den beprobten Tagenca. 13 % der PM10-Gesamtbelastung (entspricht3.8 µg/m3) elementaren Kohlenstoff (EC) darstellt.Der Anteil organisch gebundener Kohlenstoff (OC)ist mit 14 % etwas größer als der von EC. Die ana-lysierten Ionen (Sulfate, Nitrate, Ammonium), wel-che im Wesentlichen sekundäre Partikel aus demgroßräumigen Schadstoffeintrag repräsentieren,

34

stellen erwartungsgemäß mit ca. 32 % einen rechtdeutlichen Anteil dar. Dagegen liefern Kalzium mit1.4 %, Chloride mit 0.1 %, Eisen mit 1.8 % und An-timon mit 0.02 % (nicht in Bild 4.11 aufgenommen)nur geringe Beiträge zur PM10-Gesamtbelastung.Der nicht analysierte Rest von ca. 38 % wird erfah-

rungsgemäß zum größten Teil durch mineralischeStoffe gebildet.

Wichtig für die weitere Auswertung ist die Ablei-tung der Stoffanteile für die Zusatzbelastungen (Er-läuterung siehe oben). Diese sind in Bild 4.12 auf-gezeigt.

In der PM2.5-Zusatzbelastung dominiert mit ca. 69% der elementare Kohlenstoff. Ca. 14 % sind or-ganischer Kohlenstoff und ca. 9 % nicht analysier-ter (meist mineralischer) Rest. Die Anteile an Anti-mon, Eisen, Kalzium und Chloride sind kleiner 2 %.Für Ammonium wird eine Zusatzbelastung vonetwa 0 % ausgewiesen, der Anteil Nitrate und Sul-fate liegt bei ca. 6 %.

In der PM(2.5-10)-Zusatzbelastung dominiert mit ca.69 % der nicht analysierte (mineralische) Rest. Ca.6 % sind elementarer Kohlenstoff und ca. 13 % or-ganischer Kohlenstoff. Der Anteil an Eisen wurde

35

Bild 4.11: Stoffanteile [%] an der PMx-Gesamtbelastung für dieStation Nord (3 m Höhe) für PM10, PM2.5-10 und PM2.5

Bild 4.12: Stoffanteile [%] an der PMx-Zusatzbelastung (3 mMesshöhe); negative Werte: Werte in Lee niedriger alsin Luv

mit ca. 8 %, der von Kalzium mit ca. 3 % bestimmt.Die Zusatzbelastung der Sulfate und Ammoniumist eher null, der Anteil Nitrat liegt bei ca. 2 %.Chloride in der Zusatzbelastung wurden in relevan-ten Mengen nur an einem Tag (09.01.2003) festge-stellt (siehe unten).

4.3.1.2 Stoffanteile an den einzelnen Probe-tagen

Die Differenzierung der Inhaltsstoffe an den jeweili-gen Messtagen ist in Bild 4.13 dargestellt. Es wer-den in dieser Abbildung prozentuale Anteile aufge-

36

Bild 4.13: Stoffanteile [%] an der PMx-Zusatzbelastung in 3 m Messhöhe für die analysierten Messtage (oben für PM(2.5-10); untenfür PM2.5); negative Werte: Werte in Lee niedriger als in Luv

zeigt. Die absoluten PMx-Konzentrationen sind inTabelle 4.3 dargestellt.

Die Stoffanteile in den feinen Partikeln (PM2.5), dieim Wesentlichen den Auspuffemissionen zugeord-

37

Tab. 4.3: Fortsetzung

Datum Wochen-

tag

B 10

Nord

minus

Süd

PM2.5

(3m)

B 10

Nord

minus

Süd

PM10-2.5

(3 m)

B 10

Nord

minus

Süd

PM10

(3 m)

B 10

Nord

minus

Süd

PM2.5

(6 m)

B 10

Nord

minus

Süd

PM10-2.5

(6 m)

B 10

Nord

minus

Süd

PM10

(6 m)

Nieder-

schlags-

summe

(mm)

17.03.03

18.03.03

19.03.03

20.03.03

21.03.03

24.03.03

26.03.03

29.03.03

31.03.03

03.04.03

04.04.03

07.04.03

08.04.03

09.04.03

14.04.03

15.04.03

23.04.03

24.04.03

26.04.03

28.04.03

29.04.03

30.04.03

07.05.03

08.05.03

09.05.03

16.05.03

18.05.03

19.05.03

20.05.03

21.05.03

22.05.03

25.05.03

26.05.03

27.05.03

28.05.03

01.06.03

04.06.03

05.06.03

10.06.03

11.06.03

16.06.03

18.06.03

23.06.03

25.06.03

27.06.03

28.06.03

29.06.03

13.07.03

14.07.03

17.07.03

20.07.03

23.07.03

25.07.03

03.08.03

1

2

3

4

5

1

3

6

1

4

5

1

2

3

1

2

3

4

6

1

2

3

3

4

5

5

7

1

2

3

4

7

1

2

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7

3

4

2

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1

3

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5

6

7

7

1

4

7

3

5

7

-5

-4

-5

-1

-3

10

-6

3

-6

-3

-2

-2

-3

-3

-2

-2

-4

-1

4

6

7

4

-7

5

6

-7

2

4

4

4

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-6

-7

-5

-2

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3

4

-7

6

5

-5

5

4

0

-6

-10

2

3

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6

4

-4

-5

-5

-5

-5

3

-2

2

0

-5

-5

-5

-6

-5

-7

-6

-5

-7

3

2

3

2

-3

1

0

-2

4

2

4

4

15

4

-1

-2

-3

-3

2

4

3

2

-3

4

3

-4

1

2

4

-1

-6

7

6

5

3

1

-9

-9

-10

-6

-8

13

-8

5

-6

-8

-7

-7

-9

-8

-9

-8

-9

-8

7

8

10

6

-10

6

6

-9

6

6

8

8

22

6

-7

-9

-8

-5

7

8

6

6

-10

10

8

-9

6

6

4

-7

-16

9

9

10

9

5

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-4

-4

-1

-2

5

-5

2

-4

-4

-4

-2

-2

-1

-2

-2

-4

-2

0

6

5

2

-5

5

4

-4

1

4

4

1

-3

-6

-5

9

14

12

12

12

-6

0

13

-7

0

0

-1

-3

-7

4

11

4

-9

-8

-7

-9

-8

-1

-7

-3

-4

-3

-4

-3

-4

-7

-10

-5

-7

-7

0

-4

-1

1

-3

-4

-1

-5

0

0

1

0

-7

-4

-3

-21

-17

-19

-18

-17

-3

4

-8

0

2

-4

-4

-1

-3

4

-1

-3

-13

-12

-11

-10

-10

4

-12

-1

-8

-7

-8

-5

-6

-8

-12

-7

-11

-9

0

2

4

3

-8

1

3

-9

1

4

5

1

-10

-10

-8

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-7

-6

-5

-9

4

5

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-4

-5

-4

-10

8

10

1

0.0

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0.1

4.2

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3.2

2.0

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4.4

2.7

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7.8

13.7

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3.2

2.6

2.2

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13.6

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Tab. 4.3: Ausgewählte Tage für die Inhaltsstoffanalysen ein-schließlich der PMx-Luv-Lee-Differenzen

Datum Wochen-

tag

B 10

Nord

minus

Süd

PM2.5

(3 m)

B 10

Nord

minus

Süd

PM10-2.5

(3 m)

B 10

Nord

minus

Süd

PM10

(3 m)

B 10

Nord

minus

Süd

PM2.5

(6 m)

B 10

Nord

minus

Süd

PM10-2.5

(6 m)

B 10

Nord

minus

Süd

PM10

(6 m)

Nieder-

schlags-

summe

(mm)

09.10.0210.10.0211.10.0220.10.0224.10.0206.11.0218.11.0219.11.0229.11.0203.12.0205.12.0209.12.0211.12.0219.12.0220.12.0224.12.0206.01.0307.01.03 09.01.03 11.01.03 12.01.03 14.01.03 15.01.0316.01.0320.01.0323.01.0324.01.0325.01.0331.01.0301.02.03 02.02.03 03.02.03 04.02.03 07.02.03 08.02.03 09.02.03 10.02.03 11.02.03 12.02.0314.02.03 15.02.03 16.02.03 17.02.0318.02.03 19.02.03 21.02.03 24.02.03 25.02.0326.02.03 27.02.03 28.02.0301.03.0302.03.0303.03.0306.03.0313.03.0314.03.03

345743125241345212467234145656712567123567123512345671445

-6-4-305-5-1-411-2

-10-5-5-843-6-8

-13-3-447747-23-2524676-1-6-3-9-3-1-1-5-6-4-4-3-30

1594158-7-6

-10-10-13-152-7-7-50

-11-1-4-5-333-2-3

-15-8

-1020221-53-5023163-6

-15-15-11-15-6-3-6-5-4-9

-11-10-7263342-4-4

5-16-14-16-157

-12-8-911-13-11-9

-10-1176-8

-11-28-11-1467968-76-75477

139-7

-21-18-20-18-7-4

-11-11-8

-13-14-13-71715749

10-11-10

-7-5-407-52-17-3-113-2750-4-101

9943-1506-2088

10411-4-211-1-103-111

1274-345-3-4

-5-5-9-6-2

-10-6-9-2

-10-11-12-15-9-8-5-7-7

-24-9

-14

-7-6-10-8-9-5-514-4-3

-11-11-18-19-14-14-11-7

-10-15-14-23-20-20-17-21-4-45-1-2-6-3

-12-10-13-65

-15-4

-105

-13-12-11-12-11-10-7

-11-25-9

-13

2333-9-4-51-1445-1-7

-17-18-18-16-10-6

-11-16-14-20-21-19-16-930233-9-7

0.00.00.00.00.70.00.00.51.40.30.50.20.00.02.10.00.30.20.00.00.00.10.00.10.44.30.40.00.00.02.46.90.10.10.00.00.10.10.10.10.00.00.10.10.10.00.00.00.00.00.01.73.50.16.30.00.0

net werden können (siehe im Vorgriff Abschnitt4.3.2.1) zeigen im Allgemeinen durch die Dominanzvon elementarem Kohlenstoff (EC) jeweils ähnlicheVerteilungen. Der EC-Anteil schwankt dennochstark zwischen ca. 18 % (09.01.2003) und ca. 85 %(21.05.2003). Der Anteil organischer Kohlenstoff(OC) variiert zwischen ca. 3 % (24.04.2003) und ca.25 % (20.07.2003), für einige Proben am Sonntag,z. B. 18.05, 29.06., 13.07.2003, lag die PM2.5-OC-Konzentration in Lee niedriger als in Luv.

Der nicht analysierte Rest stellt meist neben demEC den größten Stoffanteil dar. Dieser ist allerdingsauch den stärksten Schwankungen unterlegen. DieSchwankungsbreite liegt zwischen ca. 56 %(Sonntag, 13.07.2003) und stark negativen Werten,das heißt höheren Luv als Lee-Konzentrationen(dies betrifft z. B. den 20.03., 14.04., 15.04, 24.04.,25.05., 18.06. und 17.07.2003). Allerdings lagen andiesen Tagen jeweils in einer größeren Zahl vonStunden Bedingungen vor, wo die Windrichtung ander Messstelle nicht aus dem zur Auswertung fest-gelegten (engen) Windrichtungssektor gerichtetwar. Möglicherweise gab es hier also Einträge aufdie Filter, die nicht vollständig der B 10 zuzuordnensind. Es gibt aber auch Tage, an denen die Bedin-gungen zu 100 % stabil waren und die dennochunplausible Verhältnisse zeigen, so z. B. der21.03.2003, an dem eine deutliche Abnahme derIonen (Sulfat, Nitrat und NH4) zwischen der Lee-und Luv-Station beobachtet wurde. Da aber die Io-nenkonzentrationen der Zusatzbelastung in derPM2.5-Fraktion sich an diesem Tag auf relativ nied-rigem Niveau bewegte, können hier möglicherwei-se auch Analyseungenauigkeiten eine Ursachesein. Die Anteile Kalzium und Eisen liegen aufeinem sehr niedrigen Niveau (meist kleiner als 2%). Der Anteil Antimon liegt praktisch bei null.

Die Stoffanteile in den gröberen Partikeln (PM2.5-10), die im Wesentlichen Abriebs- und Auf-wirbelungsprozessen zugeordnet werden können(siehe ebenfalls im Vorgriff Abschnitt 4.3.2.2 ff),sind deutlicheren Schwankungen unterlegen alsdie innerhalb der feinen Fraktion. In dieser Fraktiondominiert häufig der nicht analysierte (minerali-sche) Rest (bis ca. 93 %, 22.05.2003). Es gibt aberauch Tage, an denen dieser deutlich negativ (26. und 27.05. sowie 13.07.2003) bzw. fast null(18.03. und 28.05.2003) ist.

Der Kohlenstoffanteil (EC und OC) variiert im Allge-meinen zwischen 5 % und 60 %, wobei das Ver-hältnis zwischen EC und OC deutlichen Schwan-kungen unterworfen ist.

Der Anteil von Eisen weist die größte Konstanz auf.Er variiert hier im Allgemeinen zwischen 3 % und15 %. Auch Kalzium zeigt häufig ähnliche Anteilezwischen 3 % und 14 %. Es gibt aber auch Tage,an denen liegt die Zusatzbelastung Kalzium unter-halb der Nachweisgrenze (z. B. 22.05., 25.05,18.06, 09.01.2003). Auch der Anteil Ionenschwankt sehr stark. Wie auch schon in der PM2.5-Fraktion sind häufig „negative Anteile’’ (insbeson-dere Sulfate) zu verzeichnen.

Am 09.01.2003 wurde ein hoher Anteil Chloride(Streusalz) an der PM(2.5-10)-Zusatzbelastung fest-gestellt. Er lag hier bei ca. 25 %. Unklar ist, an wel-chem Tag das Streusalz auf die Straße gebrachtwurde. Möglicherweise war es am 04. oder05.01.2003, da dort Niederschläge bei Nachtem-peraturen unter dem Gefrierpunkt registriert wur-den. An den anderen Tage wurden keine relevantenChloridzusatzbelastungen festgestellt.

Nachfolgend soll auf Besonderheiten einzelnerMesstage hingewiesen werden:

Der 22.05.2003 war ein Regentag mit relevantenRegenmengen (siehe auch Bild 4.10). Die grobePartikelfraktion PM(2.5-10) zeigt auffallend denhöchsten Anteil (92 %) des nicht analysierten Res-tes aller Tage. Dagegen sind in dieser Größenfrak-tion der Zusatzbelastung kein EC und keine Ionennachgewiesen worden. Der Anteil Eisen und OC istgering (zusammen kleiner 8 %). Andere Regentage(wie z. B. 06.03., 26.04., 18.05.2003) zeigen bezüg-lich EC und der Ionen ein ähnliches Verhalten. Da-hingehend ist die Stoffzusammensetzung am26.05.2003 (ebenfalls ein Regentag) deutlich an-ders. Die feine Partikelfraktion (PM2.5) zeigt in derTendenz einen etwas erhöhten Anteil EC (ca. 60–80 %) und nur geringe Mengen Ionen und Eisen. ImPrinzip ist also an diesem Regentag nur die Parti-kelfraktion auffällig, die den Abriebs- und Aufwir-belungsemissionen zugeordnet wird. Auch der25.05.2003 (Sonntag) war ein Regentag. Auch hierzeigte sich in der PM(2.5-10)-Fraktion eine ähnlicheStoffaufteilung wie am 22.05.2003. Dagegen unter-scheidet sich die Zusammensetzung der PM2.5-Fraktion (insbesondere der Kohlenstoffe) zwischendiesen beiden Tagen. Da hier die Abgaspartikel do-minieren, ist dies wegen der sehr unterschiedlichenSchwerverkehrsanteile auch plausibel.

Der 17.03. bis 21.03.2003 gehören zu der Episode,die bereits im Abschnitt 4.2.4 wegen der dort fastgleichen und stabilen Bedingungen diskutiert wor-den ist. Am 21.03. waren hierbei im Gegensatz zu

38

den anderen drei Tagen um ca. den Faktor 5 bis 8höhere nicht abgasbedingte Partikelemissionsfak-toren abgeleitet worden (siehe Bild 4.7). Die feinePartikelfraktion (PM2.5) zeigt an diesem Tag einendeutlich geringeren Anteil von EC (32 % im Gegen-satz zu 50 % an den anderen drei Tagen). Dies istwahrscheinlich zum Teil dem an diesem Tag gerin-geren Schwerverkehrsanteil von 14 % gegenüber16 bis 17 % an den anderen Tagen geschuldet,kann aber u. E. diese relativ große Diskrepanz nichterklären. Der Anteil OC liegt im Schwankungsbe-reich der anderen Tage dieser Episode, ebenso dernicht analysierte Rest. Der Ionenanteil weist einendeutlichen „negativen’’ Betrag auf. Die gröberenPartikel(PM2.5-10) weisen trotz der stabilen äußerenBedingungen deutliche Unterschiede in den Antei-len aller analysierten Stoffe auf. Auffällig sind derrelativ hohe Anteil von Nitraten am 18.,19. und21.03.2003 sowie der ebenfalls relativ hohe AnteilKalzium am 18.03.2003. Eine Ursache für die starkunterschiedliche Höhe der PM10-Emissionsfakto-ren zwischen 21.03. und den anderen drei Tagenlässt sich somit aus der Inhaltsstoffanalyse nichtableiten.

An den Sonntagen liegen zum Teil stark unter-schiedliche Inhaltsstoffanteile vor. Während z. B.am 25.05. in der PM2.5-Fraktion der Anteil nichtanalysierter Rest „negativ’’ ist, stellt er am 13.07.etwa die Hälfte der Partikelmasse in dieser feinenFraktion. Auch die EC-Anteile unterscheiden sichstark untereinander. In der gröberen Fraktion(PM2.5-10) dagegen besteht z. B. die Partikel-masse am 25.05. zu fast 70 % aus nicht analy-siertem Rest, welcher am 13.07. dort gar nichtnachweisbar war. Allerdings lagen die PM(2.5-10)-Konzentrationen am 13.07. mit 1 µg/m3 auf einem sehr niedrigen Niveau, sodass die Anga-ben hier eher unsicher sind. An anderen Sonnta-gen ist ebenfalls ein hoher Anteil nicht analysier-ten Restes festzustellen. Der 18.05. und der25.05.2003 waren wie bereits erwähnt Regentage.Die Besonderheiten dazu wurden bereits oben dis-kutiert.

Am 18.06.2003 wurden über einen längeren Zeit-raum in Fahrtrichtung Pfalz geringe Fzg.-Ge-schwindigkeiten um 15 km/h beobachtet. Obwohles sich um einen Werktag (Mi) handelt, dieser Tagtrocken und am Vortag nur geringe Niederschlägezu verzeichnen waren, ähnelt die Inhaltsstoffzu-sammensetzung sowohl von PM2.5 als auch vonPM(2.5-10) sehr stark der eines Regensonntags(25.05.2003).

Am 09.01.2003 wurde ein deutlicher Chloridgehaltder Partikelfraktion PM(2.5-10) wahrscheinlich durchSalzen der Fahrbahn an einem der Tage vorherfestgestellt. Der Chloridanteil lag hierbei bei ca. 25%. In der PM2.5-Fraktion wurde hingegen keinChlorid in der Zusatzbelastung festgestellt. Er-staunlicherweise ist in dieser Probe ein deutlichesDefizit an EC zu verzeichnen.

Insgesamt ist festzustellen, dass die chemischeZusammensetzung der Partikel zwischen den ein-zelnen Tagen zum Teil deutlich differieren kann. Aneinigen Tagen sind Unplausibilitäten zu erkennen,z. B. mit höheren Luv- als Lee-Konzentrationsan-teilen. Proben mit mehr als 20 % „negative Stoff-anteile’’ in der Zusatzbelastung werden deshalb beider nachfolgenden Quellseparation nicht verwen-det. Ausnahme bilden hierbei (wegen fehlender Alternative) die Sonntage und die Regentage. Eswerden deshalb für die weitere Betrachtung inBezug auf die Quellseparation folgende Tagespro-ben verwendet:

13.03., 14.03, 17.03., 18.03., 19.03., 23.04., 20.05.,21.05., 28.05., 05.06., 10.06., 11.06., 16.06.,25.06., 14.07.2003 trockene Werktage

06.03., 22.05., 26.05.2003 Werktage mit Regen

18.05., 25.05.2003 Sonntage mit Regen

01.06., 13.07., 20.07., 03.08.2003 Sonntage trocken

4.3.2 Differenzierung der PM10-Emissionsfakto-ren nach Quellanteilen

Im Folgenden sollen aus den in den vorhergehen-den Abschnitten vorgestellten Messergebnissendie PM10-Emissionsfaktoren einschließlich derenAufteilung in Abgasemissionen, Abriebe und Re-suspension abgeleitet werden.

4.3.2.1 Auspuffemissionen

Für die Ableitung der Auspuffemissionen gibt esbei der vorliegenden Datenlage folgende Möglich-keiten:

· Berechnung mittels Handbuch für Emissions-faktoren (HBEFA 2.1),

· Ableitung aus den Inhaltsstoffanalysen.

Die Auspuffemissionen können nach vorliegendenErkenntnissen (z. B. KLINGENBERG et al., 1991;ISRAEL et al., 1994; GEHRIG et al., 2003) zu fast100 % Partikelgrößen kleiner 1 µm (aerodynami-

39

scher Durchmesser) zugeordnet werden und wer-den somit voll durch die PM2.5-Probenahme er-fasst. Durch die sehr hohen durch die Kraftübertra-gung vom Reifen auf die Straße auftretenden Sche-rungskräfte werden Abriebspartikel im Wesentli-chen in der Fraktion größer 2.5 µm gebildet (siehez. B. ISRAEL et al., 1994; RAUTERBERG-WULFF,1999). Auch die sich auf der Straße ablagerndenStaubeinträge sind eher diesem Coarse-mode (2.5bis 10 µm) zuzuordnen. Die chemische Zusam-mensetzung von Abgaspartikeln von Diesel-Pkwwird mit ca. 70 % Anteil dominiert von elementa-rem Kohlenstoff (EC) und daran adsorbierter orga-nischer Materie OM2 (ca. 24 %) sowie Metalloxiden(2 %) und Sulfaten (kondensierte Schwefelsäure,ca. 3 %) (KLINGENBERG et al., 1991). ISRAEL etal. (1994) fanden bei Analysen der Kohlenstoffan-teile aus Dieselabgasen eines Nutzfahrzeugmotorsein Verhältnis zwischen EC und OC von 1:1.

Aus diesem Grund werden aus den Inhaltsstoffender analysierten PM2.5-Proben (Zusatzbelastung)die genannten Anteile den Auspuffemissionen zu-geordnet und mit der PM10-Zusatzbelastung insVerhältnis gesetzt (Tabelle 4.4).

Der Anteil der Abgaspartikel an den verkehrsbe-dingten PM10-Konzentrationen kann mit diesem

Ansatz zu ca. 38 % bis 50 % an Werktagen sowiezu ca. 26 % bis 47 % an Sonntagen abgeschätztwerden. Die EC- und OM-Anteile werktags und antrockenen Sonntagen vergleichen sich hierbei gutmit den o. g. Anteilen aus Prüfstandsversuchenvon KLINGENBERG et al. (1991). Für die beidenRegensonntage liegt der OM-Anteil sehr niedrig,allerdings bei nur zwei vorliegenden Tagesproben.

An den ausgewerteten Sonntagen ist der beiRegen hohe Anteil an Sulfaten auffällig. Der EC-An-teil ist sonntags niedriger (62–67 %) als werktags(78–80 %).

Mit diesen abgeleiteten Abgasanteilen lassen sichdie in Tabelle 4.5 aufgeführten Emissionsfaktorenfür Abgaspartikel ableiten. Zum Vergleich sind diemittels HBEFA 2.1 berechneten Abgaspartikele-missionsfaktoren unter Beachtung der jeweiligenSchwerverkehrsanteile mit aufgeführt. Dabei wurdevon den in Abschnitt 4.2.3 aufgeführten Emissions-faktoren ausgegangen.

Für den mittleren trockenen Werktag vergleicht sichder aus den Inhaltsstoffen abgeleitete Auspuff-emissionsfaktor gut mit den vom HBEFA 2.1 ange-gebenen. Für die Werktage mit Regen liegt der Ge-samtemissionsfaktor etwa 40 % niedriger als deran trockenen Werktagen. Allerdings ist die Aussa-gesicherheit wegen der nur drei Messtage sehr ein-geschränkt. Für die Sonntage vergleichen sich dieAuspuffemissionsfaktoren gut im Rahmen der ge-ringen Statistik mit dem HBEFA. Der Gesamtemis-sionsfaktor an nassen Sonntagen ist nicht geringerals an trockenen. Die statistische Aussagesicher-heit ist allerdings sehr eingeschränkt.

40

Tab. 4.4: Zusatzbelastung der PM10-Tagesproben (Differenz-Luv-Lee), deren Inhaltsstoffe, welche die Auspuffemis-sionen charakterisieren, deren Anteil an der Summen-konzentration der PM2.5-Inhaltsstoffe und Summenan-teil an PM10

Konzentration [µg/m3]sowie Anteil an SummeIndikator Inhaltsstoffe [%]

Mo bisFr

trockenn = 15

Mo bisFr

Regenn = 3

Sonn-tag

trockenn = 4

Sonn-tag

Regenn = 2

PM10 Zusatzbelastung[µg/m3]

9.1 13 6.5 6.0

EC2.53.6

(78 %)3.9

(80 %)1.1

(67 %)1.7

(62 %)

OM2.5 = OC2.5*1.20.9

(20 %)0.8

(16 %)0.4

(25 %)0.1

(4 %)

Sulfat2.50

(0 %)0.1

(2 %)0.1

(6 %)0.9

(32 %)

Eisen2.50.08 (2 %)

0.09 (2 %)

0.04 (2 %)

0.05 (2 %)

Summe Indikatorstoffe[µg/m3]

4.6 4.9 1.7 2.8

Anteil Indikatorstoffe anPM10 [%] 50 38 26 47

(n = Anzahl von Probetagen)

2 OM = organische Materie. Entsprechend verschiedener Un-tersuchungen in der Literatur wird diese aus OC unter Mul-tiplikation mit dem Faktor 1.2 bestimmt.

Tab. 4.5: Abgeleitete Emissionsfaktoren für Werktage undSonntage

PM10-Gesamt-emissions-

faktor[mg/(km · Fzg)]

PM10-Auspuffaus Inhalts-stoffanalyse

[mg/(km · Fzg)]

PM10-Auspuffaus HBEFA

2.1[mg/(km · Fzg)]

Werktagtrocken (n = 15)

92 46 44

WerktagRegen (n = 3)

53 20 44

Sonntagtrocken (n = 4)

58 15 21

SonntagRegen (n = 2)

67 31 21

(n = Anzahl der ausgewerteten Messtage)

Mit folgendem Ansatz wird eine Abschätzung derAufteilung des Auspuffemissionsfaktors auf dieFahrzeugklassen Pkw/inkl. LNF und Lkw vorge-nommen:

Der aus den Inhaltsstoffanalysen abgeleitet Wertfür trockene Werktage kann als statistisch gut ab-gesichert angesehen werden. Der von Regenwerk-tagen ist statistisch unsicher. Deshalb wird dertrockene Werktagswert als repräsentativ für alleWerktage angesehen. Die Werte sonntags sind vonihrer statistischen Sicherheit ebenfalls sehr starkeingeschränkt. Sie streuen allerdings um den Aus-puffemissionsfaktor des HBEFA 2.1. Deshalb wird für die Sonntage der mittlere Emissionsfaktoraus dem HBEFA als repräsentativ für alle Sonntageangesehen. Aus dem Vergleich werktags zu sonntags lassen sich die Partikel-Emissionsfak-toren getrennt nach Pkw und Lkw wie folgt ab-schätzen:

17 mg/(km Pkw) und 199 mg/(km Lkw).

Der Pkw-Emissionsfaktor liegt hierbei zwischenden Werten aus dem HBEFA für die Verkehrssitua-tionen BAB100 und BAB100g (18 mg/(km Pkw)bzw. 12 mg/(km Pkw)). Der Lkw-Emissionsfaktorläge mit dieser Abschätzung ca. 30 % bzw. 45 %höher als für die o. g. Verkehrssituationen nachHBEFA 2.1 (137 mg/(km Lkw) bzw. 152 mg/(kmLkw)).

4.3.2.2 Reifenabrieb

In der Literatur finden sich verschiedene Möglich-keiten zur Ableitung des Beitrages von Reifen-abrieb an der Partikelemission.

HÜGLIN (BUWAL, 2000) schätzte diesen Anteil ausder Analyse der organischen Verbindung N-Cyclo-hexyl-2-benzothiazolamin (NCBA) ab, welche prak-tisch ausschließlich in vulkanisiertem Gummi vorkommt. Die Analyse auf diesen Stoff ist sehraufwändig und teuer. Auch schwanken nachBUWAL, (2000) die NCBA-Gehalte in den Pro-ben verschiedener Reifenhersteller stark. Aus die-sem Grund kam diese Methode nicht zur Anwen-dung.

ISRAEL et al. (1994) schätzten den Anteil Reifen-abrieb u. a. aus Größenverteilungen der Partikel ab.Sie fanden beim Vergleich zwischen den an einerAutobahn gemessenen Partikelgrößenverteilungenmit denen von reinen Abgaspartikelverteilungenheraus, dass die Dieselabgasverteilung gut die ge-

messene Partikelgrößenverteilung im Bereich zwi-schen 0.01 und 0.125 µm (aerodynamischerDurchmesser) beschreibt, dass aber zu größerenPartikeln hin ein erheblicher Unterschied besteht.Diese größeren Partikel weisen in der Massevertei-lung eine log-Normalverteilung mit einem Äquiva-lentdurchmesser von 0.8 µm und einer geometri-schen Standardabweichung von 4 µm auf. Diesewurden von den Autoren dem Reifenabrieb zuge-ordnet. Nach diesen Ergebnissen konnten somitauch Partikel kleiner 2.5 µm dem Reifenabrieb zu-geordnet werden.

Demgegenüber fand RAUTERBERG-WULFF(1999) Reifenabriebspartikel nur im Größenbereich2.5 bis 10 µm. Zur Ableitung des Anteils Reifen-abrieb an der Gesamtpartikelfraktion ging sie vonzwei grundlegenden Annahmen aus:

· Reifenabriebspartikel kommen nur in der Frakti-on 2.5 bis 10 µm vor und

· das Verhältnis von niedrig siedenden (OC1) zuhöher siedenden organischen Kohlenstoffver-bindungen (OC2) unterscheidet sich in Anleh-nung an Ergebnisse von ISRAEL et al. (1994)signifikant zwischen Abgaspartikeln und Reifen-abriebspartikeln.

Eine Differenzierung der organischen Kohlenstoff-verbindungen in OC1 und OC2 konnte durch dieUMEG im Rahmen der hier durchgeführten Unter-suchungen nicht bereitgestellt werden. Um den-noch eine Abschätzung des Anteils Reifenabriebam PM10 vornehmen zu können, werden folgendeAnnahmen getroffen:

1. Der Reifenabrieb kommt nur in der Partikelfrak-tion 2.5 bis 10 µm vor.

2. Die Auspuffemissionen liegen zu 100 % in derPM2.5-Fraktion.

3. Der Anteil von elementarem Kohlenstoff (EC) anReifenabriebspartikeln wird nach RAUTER-BERG-WULFF (1999) bzw. ISRAEL et al. (1994)zu 30 % angenommen.

4. Der Anteil von EC am gesamten Kohlenstoffge-halt (TC) liegt nach ISRAEL et al. (1994) im Rei-fen bei ca. 34 %.

Aus diesen Annahmen heraus werden aus den In-haltsstoffen der analysierten PM(2.5-10)-Proben (Zu-satzbelastung) die genannten Anteile den Reifen-abriebsemissionen zugeordnet und mit der PM10-

41

Zusatzbelastung ins Verhältnis gesetzt. Dies ist inder Tabelle 4.6 aufgeführt.

Es kann zunächst festgestellt werden, dass dasVerhältnis zwischen elementaren und totalem Koh-lenstoff in der PM(2.5-10)-Fraktion an trockenenTagen zwischen 63 % (trockener Werktag) und 23% (trockener Sonntag) liegt. Die Unterschiede sindsomit relativ groß, bewegen sich allerdings um denWert aus den Ergebnissen der Untersuchungen anReifen durch ISRAEL et al. (1994). An den Re-gentagen ist bemerkenswerterweise der Anteil EC(2.5-10) an der PM10-Zusatzbelastung null.

Geht man davon aus, dass der gesamte elementa-re Kohlenstoff (2.5 bis 10 µm) dem Reifenabrieb zu-zuordnen ist, dann kann der reifenabriebsbedingtePartikelbeitrag für die trockenen Tage zu

PMReifen= EC(2.5-10) · 1/0.3 = 0.7 µg/m3 · 1/0.3 = 2.3 µg/m3 (Werktag)

PMReifen= EC(2.5-10) · 1/0.3 = 0.2 µg/m3 · 1/0.3 = 0.7 µg/m3 (Sonntag)

bestimmt werden.

Nimmt man an, dass der gesamte Kohlenstoff (2.5bis 10 µm) dem Reifenabrieb zuzuordnen ist, dannkann der reifenabriebsbedingte Partikelbeitrag zu

PMReifen= TM(2.5-10) · 0.34 · 1/0.3 = 1.4 µg/m3 · 0.34 · 1/0.3 = 1.7 µg/m3 (Werktag)

PMReifen= TM(2.5-10) · 0.34 · 1/0.3 = 0.7 µg/m3 · 0.34 · 1/0.3 = 0.8 µg/m3 (Sonntag)

bestimmt werden. Beide Ansätze liefern hier alsoähnliche Ergebnisse. Unter Verwendung des je-weils größeren Wertes kann ein PM10-Emissions-faktor für den Reifenabrieb von

2.3 µg/m3/9.1 µg/m3 · 92 mg/(km · Fzg) = 23 mg/(km · Fzg) (trockener Werktag)

0.8 µg/m3/6.5 µg/m3 · 58 mg/(km · Fzg) = 7 mg/(km · Fzg) (trockener Sonntag)

und für die kleineren Werte von

1.7 µg/m3/9.1 µg/m3 · 92 mg/(km · Fzg) = 17 mg/(km · Fzg) (trockener Werktag)

0.7 µg/m3/6.5 µg/m3 · 58 mg/(km · Fzg) = 6 mg/(km · Fzg) (trockener Sonntag)

abgeleitet werden. Aus den Verhältnissen werktagszu sonntags mit den entsprechenden Schwerver-kehrsanteilen kann eine Differenzierung in Pkw undSchwerverkehr vorgenommen werden. Dies führtzu folgenden abgeschätzten PM10-Emissionsfak-toren infolge Reifenabriebs für trockene Tage:

Pkw: 4 mg PM10/(km · Fzg)

SV: 84 bis 121 mg PM10/(km · Fzg)

Im MLuS 02 werden für Autobahnen und Außer-ortsstraßen derzeit Emissionsfaktoren Ruß aus Rei-fenabrieb verwendet, die mittels Annahme von ca.30 % Ruß an Reifenabrieb umgerechnet werdenkönnen:

Reifenabrieb für Pkw: 7 mg/(km · Fzg)

Reifenabrieb für SV: 30 mg/(km · Fzg)

Die in MLuS 02 verwendeten Reifenabriebsemissi-onsfaktoren liegen somit für Pkw ca. 40 % höherals die für die B 10 abgeleiteten. Für den Schwer-verkehr wurden für die B 10 deutlich höhere Emis-sionsfaktoren (ca. 3- bis 4-mal höher) als im MLuSverwendet abgeleitet.

4.3.2.3 Brems- und Straßenabrieb sowie Wiederaufwirbelung von Straßenstaub

Bremsbeläge setzen sich überwiegend aus anorga-nischem Material mit erheblichen Anteilen vonKupfer, Nickel, Chrom und Blei zusammen (siehe z.B. MUSCHAK, 1989; PALME et al., 2004). Ziehtman Elementuntersuchungen von STECHMANN(1993) heran, so enthalten nicht asbesthaltigeBremsbeläge auch nicht vernachlässigbare Ele-mentgehalte für Eisen und Zink. Außerdem istneben den erwähnten Substanzen im Bremsstaub

42

Tab. 4.6: Zusatzbelastung der Inhaltsstoffe, welche die Reifen-abriebsemissionen charakterisieren, und deren Anteilan der PM10-Konzentration (alles Zusatzbelastungen)

Konzentration [µg/m3]sowie Anteil an PM10[%]

Mo bisFr

trockenn = 15

Mo bisFr

Regenn = 3

Sonn-tag

trockenn = 4

Sonn-tag

Regenn = 2

PM10 Zusatzbelastung[µg/m3]

9.1 13 6.5 6.0

EC(2.5-10)0.7

(8 %)0.2

(2 %)0.2

(3 %)0.0

(0 %)

OM(2.5-10) = OC(2.5-10) · 1.2

0.7 (8 %)

1.2 (9 %)

0.4 (6 %)

0.2 (3 %)

TM(2.5-10) = EC + OM1.4

(15 %)1.4

(11 %)0.7

(11 %)0.3

(5 %)

noch Eisen aus Abrieb der Bremsschreiben bzw.Bremstrommeln enthalten. In mehreren Messungenist Antimon (Sb) nachgewiesen und als Tracer fürdie Bremsabriebe verwendet wurden, da Antimon-Immissionen weit gehend durch Bremsvorgänge(Anteil Antimon ca. 2 % am Bremsabrieb) realisiertwerden (PALME et al., 2004; RAUTERBERG-WULFF, 1998).

Der Anteil Eisen an den Bremsbelägen liegt bei ca.20 % (WECKWERTH, 2004). Dieser Wert ist aller-dings ziemlich unsicher und kann nicht als Basisfür eine belastbare Abschätzung des Bremsabrie-bes verwendet werden.

Antimonanalysen lagen für einen Teil der Probender B 10 vor, sodass diese Analyse-Möglichkeit zurVerfügung stand.

Der mittlere Anteil Antimon an der PM10-Zusatzbe-lastung über alle Analysetage lag bei 0.03 % mitnur geringen Variationen. Daran lässt sich eineObergrenze für Bremsabrieb von ca. 0.6 mg/(km ·Fzg) ableiten. Bremsabrieb spielt somit keine rele-vante Rolle an der Messstelle an der B 10.

Auch für die Straßenabriebe war keine eindeutigeIndikationsgröße vorhanden.

Die Differenz zwischen dem gesamten PM10-Emis-sionsfaktor und den auspuffbedingten Partikele-missionen ist allerdings allen Abrieben (Reifen,Bremsen, Kupplung, Straße) und der Wiederaufwir-belung eingetragener Partikel zuzuordnen. Aus denErgebnissen der vorhergehenden Abschnitte las-sen sich demnach zusammenfassend die Abschät-zungen wie nachfolgend für die trockenen Tage zu-sammenstellen (Tabelle 4.7).

Danach tragen die auspuffbedingten Emissionenan den analysierten trockenen Tagen mit ca. 50 %(Werktag) bzw. 25 bis 36 % (Sonntag) zum PM10-Gesamtemissionsfaktor bei. Der Anteil des Reifen-abriebes an der gesamten PM10-Emission wurdemit ca. 18 bis 25 % (Werktag) und ca. 10 bis 12 %(Sonntag) abgeschätzt. Der Anteil Bremsabriebliegt niedriger als 1 %. Der nicht auspuffbedingteAnteil liegt damit an Werktagen ohne Regen bei ca.50 % und an trockenen Sonntagen bei ca. 70 %.

4.4 Wichtigste Ergebnisse der Daten-auswertung

· Für 38 Tage mit deutlichen Luv-Lee-Effekten lie-gen vollständige Datensätze (Verkehr, Konzen-trationen, Inhaltsstoffanalysen, Meteorologie)vor. Davon wurden 24 Tage selektiert, in denendie meteorologischen und verkehrlichen Bedin-gungen weit gehend stabil und die Zusatzbelas-tungen der Inhaltsstoffkonzentrationen für Parti-kelgröße PM2.5 und PM2.5-10 positiv waren.Davon entfallen 18 Tage auf einen Werktag(Montag bis Freitag) sowie 6 Tage auf einenSonntag. An 5 Tagen (3 Werktage und 2 Sonn-tage) hatte es geregnet. Die täglichen Re-genmengen lagen an diesen Tagen über 1 mm.

· Anhand der NOx-Tracermethode konntenPM10-Emissionsfaktoren abgeleitet werden.Dieser beträgt im Wochenmittel 81 mg/(km ·Fzg), wobei an trockenen Werktagen 92 mg/(km· Fzg) und an trockenen Sonntagen 58 mg/(km ·Fzg) ermittelt wurden. Der Vergleich zwischenSonntag zu Werktag weist im Mittel eine fahr-zeugspezifische Separation des PM10-Emissi-onsfaktors an der B 10 in 65 mg/(km · Pkw) und195 mg/(km · Lkw) hin. Die Regression derwerktäglichen Emissionsfaktoren in Abhängig-keit vom Lkw-Anteil führt auf Pkw-Emissions-faktoren von ca. 23 mg/km und Lkw-Emissions-faktoren von 430 mg/km, also auf deutlich nied-rigere Pkw- und höhere Lkw-PM10-Emissions-faktoren als aus dem Sonntags/Werktags-Ver-gleich ableitbar. Möglicherweise liegt dieserscheinbare Widerspruch in einer nichtlinearenAbhängigkeit der Emissionsfaktoren insbeson-dere bei niedrigen und sehr hohen Lkw-Anteileneventuell auch in Kombination mit zu verkehrs-armen Zeiten (z. B. sonntags) in der Tendenzhöheren Pkw-Emissionsfaktoren begründet.Vorausgesetzt, dass die als Tracer verwendetenNOx-Emissionsfaktoren (Pkw/Lkw) des Hand-

43

Tab. 4.7: Aus den Messdaten der analysierten trockenen Tageabgeleitete PM10-Emissionsfaktoren (Werte in Klam-mern = mittels HBEFA 2.1 ermittelt)

PM10-Gesamt *[mg/(km· Fzg)]

Auspuff[mg/(km· Fzg)]

Reifen-abrieb[mg/(km· Fzg)]

Brems-abrieb[mg/(km· Fzg)]

Straßen-abriebesowieStaub-aufwir-belung[mg/(km· Fzg)]

Werktagtrockenn = 14

92 46 (44)19

bis 26< 1

22 bis 30

Sonntagtrockenn = 4

58 15 (21) 7 bis 8 < 129

bis 36

* = mittels NOx-Tracermethode bestimmt.

buches für Emissionsfaktoren die Realität rich-tig widerspiegeln. Weiterführende Untersuchun-gen sollten sich mit diesen Effekten auseinan-der setzen. Als gewichteter Wochenmittelwertwird im Folgenden von 26 mg/(km · Pkw) und410 mg/(km · Lkw) ausgegangen.

· Anhand der Auswertung der vorliegenden In-haltsstoffanalysen konnte eine Abschätzung derQuellanteile vorgenommen werden. Für trocke-ne Werktage wurde festgestellt, dass ca. 50 %der PM10-Emissionen durch Auspuffemissionenrealisiert werden, ca. 20 % durch Reifenabrieb,weniger als 1 % durch Bremsabriebe und ca. 30% durch Straßenabriebe sowie Wiederaufwir-belung von Schmutzeintrag. Für trockene Sonn-tage konnten ca. 25 bis 36 % auspuffbedingtePartikel, ca. 10 bis 12 % Reifenabrieb, ebenfallsweniger als 1 % Bremsabrieb sowie ca. 50 bis65 % durch Straßenabriebe sowie Wiederauf-wirbelung von Schmutzeintrag bestimmt wer-den.

· Der Vergleich der aus den Inhaltsstoffanalysenabgeleiteten Partikel-Auspuffemissionen mitden Werten aus dem Handbuch für Emissions-faktoren (HBEFA 2.1) zeigte für die trockenenWerktage eine Abweichung von ca. 5 %, für dietrockenen Sonntage ca. 30 %. Für die Regenta-ge liegt die Abweichung, allerdings bei starkeingeschränkter Statistik, bei ca. ±50 %. Ausdem Sonntags/Werktags-Vergleich konntenAuspuffemissionsfaktoren von 17 mg/(km ·Pkw) bzw. 200 mg/(km · Lkw) abgeschätzt wer-den.

· Für die drei analysierten Werktage mit Regenwurde eine Reduktion des tagesmittleren Emis-sionsfaktors von ca. 40 % gegenüber dem mitt-leren trockenen Werktag festgestellt. Für diezwei Sonntage mit Regen wurde keine Abnah-me (eher eine Zunahme) gegenüber dem mittle-ren trockenen Sonntag beobachtet. An allenTagen lagen Niederschlagsmengen größer 1mm vor. Die stundenfeine Auswertung derEmissionsfaktoren an Regentagen zeigt, dasswährend und kurz nach dem Regen die PM10-Emissionen deutlich (häufig auf ca. null) zurück-gehen, danach aber auf ein deutlich höheres Ni-veau als im trockenen Mittel angestiegen sind.Die PM10-Emissionsminderung durch Regen istsomit stark von der Länge des Regenereignis-ses und von der Zeit abhängig, in der sich dieStraße in einem nassen Zustand befindet.

4.5 Messunsicherheiten in den bestimmten Emissionsfaktoren

Die Unsicherheiten bei der Bestimmung der Emis-sionsfaktoren bei der hier verwendeten Methodeder Auswertung von Luv-Lee-Differenzen undanschließender NOx-Tracemethode sind sehr kom-plex. Sie sind im Wesentlichen abhängig von denMessgenauigkeiten der kontinuierlichen PM10- undNOx-Messungen, von der Bestimmung der Ver-kehrsmengen einschließlich deren Differenzierun-gen und der Bestimmung der NOx-Emissionsdich-ten anhand von NOx-Emissionsfaktoren. Wegender genannten Komplexität ist es nicht möglich, aufBasis der Fehlerbandbreiten aller Eingangsdatenund Rechenschritte eine klassische Fehlerberech-nung durchzuführen.

Die Immissionsmessungen sind mit Ungenauigkei-ten behaftet. Sie stellen die wesentlichsten Ein-gangsgrößen dar. Hierbei sind sowohl Unsicherhei-ten bei den einzelnen Messwerten zu beachten alsauch die Unsicherheiten in den Luv-Lee-Differen-zen. Es ist aber davon auszugehen, dass beim hierverwendeten Luv-Lee-Konzept diejenigen Mess-fehler, die beide Messgeräte in gleicher Weise be-treffen (zufällige Fehler), nicht relevant sind. Dage-gen wären systematische Messfehler zu berück-sichtigen. Diese sind im vorliegenden Fall abernicht konkret bekannt, da Parallelmessungen amselben Ort nicht vorgenommen wurden. Es wirddeshalb im Folgenden davon ausgegangen, dassdieser sowohl für PM10 als auch für NOx 10 % be-trägt.

Für die als Tracer benutzten NOx-Emissionen istfestzustellen, dass diese Emissionen nicht an der B10 direkt gemessen, sondern über durch dasHandbuch für Emissionsfaktoren vorgegebeneEmissionsfaktoren für Pkw inkl. LNF und Lkw (einerfür das Bezugsjahr 2003 angenommenen Fahr-zeugflotte) ermittelt wurden. Die Genauigkeit dieserEmissionsdaten ist daher unmittelbar abhängig vonden Fehlerbandbreiten der Basisdaten (Basisemis-sionsfaktoren, Flottenzusammensetzung, Fahrver-halten etc.). Für diese Emissionsfaktoren liegenderzeit keine statistischen Erhebungen über Feh-lerbandbreiten vor. Als Schätzwert wird im Folgen-den ebenfalls von 10 % ausgegangen.

Die Unsicherheit bei der Bestimmung der totalenVerkehrsmenge spielt für die Ermittlung des PM10-Emissionsfaktors eine Rolle, und die Unsicherheitenbei der Aufteilung in Pkw und Lkw. Aufgrund der im

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Abschnitt 2.5.2 aufgeführten Untersuchungen kannbei der Bestimmung der Verkehrsstärken und derUnterscheidung in Pkw und Lkw von einem Fehlerdeutlich kleiner als 5 % ausgegangen werden.

Im Mittel wurden Luv-Lee-Differenzen von ca. 13µg PM10/m3 bzw. 200 µg NOx/m3 bei einem mittle-ren NOx-Emissionsfaktor von ca. 1.2 g/(km · Fzg)ermittelt. Mit den o. g. Unsicherheiten ergäbe daseine Unsicherheitsbandbreite der mittleren PM10-Gesamtemissionsfaktoren von ca. 30 %. Für ein-zelne 1/2-Stundenwerte ist der Fehler mit den vor-liegenden Daten nicht quantifizierbar, der relativeFehler ist aber wahrscheinlich in einer ähnlichenGrößenordnung, bei kleinen Konzentrationsdiffe-renzen eher höher.

5 Messdaten für Autobahnenund autobahnähnliche Straßen

In einem Rundschreiben wurden alle Landesum-weltämter (LUA) und das Umweltbundesamt gebe-ten, uns ggf. von vorliegenden PM10-Messdatenbzw. Messkampagnen in den Ländern an Autobah-nen bzw. Außerortsstraßen zu informieren. EineRückantwort von mehreren LUA und vom UBA er-folgte. Zusätzlich wurde in der Literatur nach wei-teren Emissionsfaktoren für Autobahnen/Außer-ortsstraßen recherchiert. Im Folgenden werden dierelevanten Messungen und deren Ergebnisse vor-gestellt. Eine zusammenfassende Bewertung bzw.das Ziehen von Schlussfolgerungen wird dann inKapitel 6 durchgeführt.

5.1 Autobahn A 8 bei Zusmarshausen

Das Bayerische Landesamt für Umweltschutz be-trieb zwischen 27.07.2001 und 10.04.2002 (alsoca. 81/2 Monate) eine Messstation an der A 8 beiZusmarshausen. In Bild 5.1 ist diese aufgezeigt.

Die BAB A 8 ist in diesem Bereich eine 4-streifigeAutobahn ohne Standstreifen und ohne Geschwin-digkeitsbeschränkung. Als Fahrbahnbelag wurdevon der LfU Beton angegeben. Die Messstelle(Feinstaubprobensammler AGS 050 PM10) befandsich ca. 3 m vom äußeren Fahrstreifen entfernt. Eswurden PM10-Messungen nur auf einer Straßensei-te durchgeführt. Die Vorbelastung wurde deshalbvon der LfU abgeschätzt. Messungen von NOxwurden dort nicht durchgeführt.

Die Kenngrößen gemäß Tabelle 5.1 wurden von derLfU Bayern für diese Messstelle angegeben.

Die gemessene PM10-Gesamtbelastung liegt somitin diesem 8-Monatszeitraum höher als der ab 2005einzuhaltende Grenzwert von 40 µg/m3 im Jahres-mittel. Die verkehrsbedingte Zusatzbelastungbeläuft sich auf ca. 23 µg/m3. Die Anzahl der vonder LfU ausgewerteten Tagesmittelwerte größer 50µg/m3 erreicht gerade die ab 2005 erlaubte Anzahlvon 35. Bei einem vollständigen Datenkollektivüber ein Jahr wäre somit eine deutliche Über-schreitung dieses Beurteilungswertes zu erwarten.Da parallele NOx-Messungen und auch verlässli-che Winddaten nicht vorlagen, konnten keineEmissionsfaktoren abgeleitet werden.

Der Wert dieser Messung liegt deshalb insbeson-dere in den Immissionsmessergebnissen.

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Bild 5.1: PM10-Messstelle an der Autobahn A 8 bei Zusmars-hausen

Tab. 5.1: Kenngrößen an der BAB A 8, Quelle: RABL (2003)

Messzeitraum 27.07.2001 bis 10.04.2002

Verkehrsstärke [Kfz/d] 56 500

Lkw-Anteil [%] 15

Abstand zur Fahrbahn [m] 3

Verkehrssituation nach HBEFA AB>120

Regenhäufigkeit [%] 49

mittlere Windgeschwindigkeit[m/s]

2.5

MessgerätKleinfiltergerät AGS 050

(Gravimetrie)

Höhe der PM10-Messung [m] 1.5

PM10-Gesamtbelastung [µg/m3] 46

Anzahl Überschreitungen TMW > 50 µg/m3

35* (entspricht ca.125/Jahr)

PM10-Vorbelastung [µg/m3] 23

(* nicht jeder Tag ausgewertet)

5.2 Autobahn A 4 Bensberg (BASt)

Die Bundesanstalt für Straßenwesen (BASt) be-treibt an der BAB A 4 u. a. auch eine PM10-Mess-stelle. In Bild 5.2 ist diese aufgezeigt.

Die A 4 ist in diesem Bereich eine 4-streifige Auto-bahn (Asphaltbelag) mit Standstreifen und ohneGeschwindigkeitsbeschränkung. Die Messstelle(Messhöhe 3.5 m) liegt ca. 13 m von der äußerenBegrenzung des Standstreifens entfernt, ca. 0.5 munterhalb der Fahrbahn (die Autobahn verläuft hierauf einem ca. 4 m hohen Damm). Auf der gegenü-

berliegenden Straßenseite ist eine 5 m hohe Lärm-schutzwand installiert. Die Umgebung der PM10-Messstelle ist geprägt von relativ dichtem Baum-und Strauchbewuchs, welche die Strömungsver-hältnisse stark beeinflussen.

PM10 wird nur an dieser Messstelle gemessen. Esliegt also keine direkte Vorbelastungsmessung vor.Diese wurde anhand der Konzentrationen aus demWindrichtungssektor 110° bis 250° (Messstelle inLuv der Windrichtung) abgeschätzt. NOx wird andieser Stelle nicht gemessen. Es werden allerdingsNOx an verschiedenen anderen Messpunkten ander A 4 in diesem Bereich sowie meteorologischeDaten erhoben. Die BASt stellte die Zeitreihen derKonzentrationen und der Meteorologie (1/2-Stun-denmittelwerte) zwischen dem 27.04.2001 unddem 10.09.2003 sowie die Verkehrsstärken zurVerfügung. Da im Jahr 2001 noch die Standortkali-brierung des Messgerätes (TEOM) erfolgte undvom 01.01. bis 08.01.2002 unplausibel niedrigePM10-Konzentrationen ausgewiesen wurden, wer-den die Daten im Folgenden erst ab 09.01.2002betrachtet. Die daraus ableitbaren Kenngrößensind in der Tabelle 5.2 aufgeführt. Den mittleren Ta-gesgang der PM10-Konzentrationen an der Mess-stelle zeigt Bild 5.3.

Die gemessenen PM10-Gesamtbelastungen liegenmit Werten um 20 µg/m3 auf einem relativ niedrigenNiveau. Sie zeigen aber, wie auch die NOx-Kon-zentrationen, einen typischen verkehrsbedingtenTagesgang. Die abgeleiteten verkehrsbedingtenZusatzbelastungen sind mit ca. 3 bis 5 µg/m3 imJahresmittel relativ gering. Es ist hier allerdingsnicht auszuschließen, dass durch den starken Be-wuchs um die Messstelle und die 5 m hohe LSWauf der gegenüberliegenden Straßenseite eine

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Bild 5.2: PM10-Messstelle an der A 4 (links) sowie Blick auf dieAutobahn im Bereich der Messstelle (oben)

Tab. 5.2: Kenngrößen an der BAB A 4, Quelle: BASt (2003) undeigene Auswertungen

Messzeitraum09.01.02

bis 31.12.0201.01.03

bis 10.09.03

Verkehrsstärke [Kfz/d] 72 600 72 600

Lkw-Anteil [%] 8.8 8.8

Abstand zum Standstreifen [m] 13 13

Verkehrssituation AB>120 AB>120

Regenhäufigkeit [%] n. b. n. b.

mittlere Windgeschwindigkeit[m/s]

2.4 2.2 (0.5*)

MessgerätTEOM

(Standort-kalibriert)

TEOM(Standort-kalibriert)

Höhe der PM10-Messung [m] 3.5 3.5

PM10-Gesamtbelastung[µg/m3]

18 21

Anzahl Überschreitungen TMW> 50 µg/m3 3 1

PM10-Vorbelastung [µg/m3] 15 16

n. b. = nicht bestimmt, *= direkt an der Messstelle im Wald Bild 5.3: Jahresmittlerer Tagesgang der PM10-Konzentration ander BAB A 4 in 13 m Entfernung zur Fahrbahn. Zur In-formation ist der Tagesgang der NOx-Konzentration in2.4 m Entfernung zur Fahrbahn mit angegeben

Konzentrationsminderung erfolgt. Durch die Voll-ständigkeit des Datensatzes (einschließlich Me-teorologie) bestand die Möglichkeit, mittels Aus-breitungsberechnung den Emissionsfaktor abzulei-ten. Dazu wurde eine Ausbreitungsberechnungmittels des Modells PROKAS durchgeführt. DieEingangsdaten Verkehr wurden wie für das Jahr2002 angesetzt. Weiterhin lag eine standortbezo-gene Ausbreitungsklassenstatistik (AKS) vor.

Die mittlere Windgeschwindigkeit in dieser AKS lagwie im Jahr 2002 bei 2.4 m/s. Bei der Berechnungwurden die Dammlage und die Lärmschutzwandberücksichtigt. Dahingegen konnte der Einflussdes Waldes in diesem Modell nicht berücksichtigtwerden.

Als Emissionsfaktor wurde entsprechend dem Vor-gehen im modifizierten EPA-Modell (mEPA, sieheim Vorgriff Abschnitt 6.2) ein Wert von 0.221 g (km· Fzg) verwendet. Mit diesem Ansatz berechnetPROKAS einen PM10-Jahresmittelwert der Zusatz-belastung am Messort in 1.5 m Messhöhe von 10µg/m3. Da aufgrund der starken Turbulenz amMessort infolge des Bewuchses eine gute Durch-mischung und somit ein geringer Höhengradientder Konzentrationen zu erwarten sind, wird derMesswert mit dem Rechenwert trotz unterschiedli-cher Auswertehöhen vergleichbar sein.

Die berechnete Zusatzbelastung liegt um den Faktor 2 bis 3 höher als die aus den Messwer-ten abgeleitete. Somit scheinen entweder diePM10-Emissionsfaktoren auf der A 4 nur bei ca.0.07 bis 0.11 g/(km · Fzg) zu liegen oder durch den Waldbewuchs eine zusätzliche PM10-Minde-rung einzutreten oder es überlagern sich beide Effekte.

5.3 Autobahn A 5 bei Kenzingen undHolzhausen

In LOHMEYER (2003a) wurden Messdaten ausdem Jahr 2001 an der Autobahn A 5 bei Kenzingenund bei Holzhausen ausgewertet. Bild 5.4 vermit-telt einen fotografischen Eindruck der Messorte.Die A 5 ist in beiden Fällen eine 4-streifige Auto-bahn mit Standstreifen. Der Fahrbahnbelag ist je-weils Asphalt. In Holzhausen lag im Messzeitraumaufgrund von Bauarbeiten über 6 Wochen eine Ge-schwindigkeitsbeschränkung auf 80 km/h und über2 Monate in eine Fahrtrichtung eine auf 120 km/hvor. In Kenzingen gab es keine Geschwindigkeits-beschränkung. Die Verkehrsdaten konnten nicht für

das Messjahr zur Verfügung gestellt werden, son-dern wurden aus Zähldaten aus 1995 abgeleitet.Die Datengenauigkeit war somit eingeschränkt. Inder Tabelle 5.3 sind die verfügbaren Kenngrößenan den beiden Messstationen aufgeführt.

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Bild 5.4: Ansicht der Messstellenbereiche an der BAB A 5 beiHolzhausen (oben) und Kenzingen (unten)

Tab. 5.3: Kenngrößen an der BAB A 5, Quelle: LOHMEYER(2003a) und UMEG (2003)

A 5 Kenzingen

A 5 Holzhausen

Messjahr 2001 2001

Verkehrsstärke [Kfz/d] 56 700 60 700

Lkw-Anteil [%] 13.1 12.9

Abstand zur Fahrbahn [m] 12 12

Verkehrssituation AB>120 AB>120

Regenhäufigkeit [%] 42 42mittlere Windgeschwindig-keit [m/s]

2.8 2.1

Messmethodik Gravimetrie Gravimetrie

Messhöhe [m] 3 3PM10-Gesamtbelastung[µg/m3]

24 25

Anzahl ÜberschreitungenTMW > 50 µg/m3 12* 18*

PM10-Vorbelastung [µg/m3] 18 18abgeleiteter Emissions-faktor [g/(km · Fzg)]

0.060 0.056

*= nur jeden 2. Tag beprobt

5.4 Autobahn A 4 bei Jena-Lobeda

Die Thüringer Landesanstalt für Umwelt und Geo-logie (TLUG) betreibt seit Februar 2003 eine Mess-station an der A 4 bei Jena-Lobeda. Diese ist inBild 5.5 aufgezeigt.

Die A 4 ist in diesem Bereich eine 4-streifige Auto-bahn ohne Standstreifen und mit einer Geschwin-digkeitsbeschränkung auf 100 km/h. Die Messstel-le (Messhöhe 3.5 m) liegt ca. 35 m von der äußerenFahrbahn entfernt. Im Sommer 2003 war durch denBau der Anschlussstelle Jena-Göschwitz in diesemBereich häufig Stau. Ebenfalls im Sommer 2003wurde direkt im Bereich der Messstelle der alteBelag abgefräst und durch einen neuen Asphaltbe-lag ersetzt. Die Umgebung der Messstelle ist vonrelativ starkem Bewuchs geprägt, welcher die Strö-mungsverhältnisse beeinflusst.

Die vorliegenden Kenngrößen an dieser Stationsind in der Tabelle 5.4 dargestellt.

Auch für diese Messstelle konnten wegen fehlen-der verlässlicher Vorbelastungsmessungen (PM10und NOx) keine Emissionsfaktoren abgeleitet wer-den. Der Datensatz wird aber zum Vergleich mitden MLuS-Ergebnissen verwendet.

5.5 Autobahn A 1 bei Birrhard und A 4 bei Humlikon (Schweiz)

Im Rahmen umfangreicher Messungen zur Ablei-tung von PM10-Emissionsfaktoren aus demStraßenverkehr wurden durch die EidgenössischeMaterialprüfungs- und Forschungsanstalt (EMPA)und das Paul Scherrer Institut (PSI) in der Schweizauch Untersuchungen an zwei Autobahnabschnit-ten durchgeführt (GEHRIG et al., 2003).

Die Messstelle an der A 1 in Birrhard erlaubte dieAnwendung des Lee-Luv-Konzepts mit je einemMesswagen beidseits der A 1 (rund 60 000 Fahr-zeuge pro Tag). Ein Messwagen stand östlich derAutobahn A 1, 20 m von der Fahrbahn entfernt aufgleicher Höhe wie die Fahrbahn. Der zweite Mess-wagen stand westlich der A 1 auf einem Feldweg,in einer Entfernung zur Fahrbahn von etwa 25 m.Der Feldweg liegt 2 m unterhalb des Fahrbahn-niveaus. Die Umgebung wird hauptsächlich land-wirtschaftlich genutzt. Von Westen waren die Messwagen frei anströmbar, bei Ostwind lag der Luv-Messwagen etwas im Windschatten eines Ökonomiegebäudes, was aber auf die Luv-konzentrationen ohne Einfluss war. An der Mess-stelle war die erlaubte Höchstgeschwindigkeit 120 km/h. Der Betonbelag im Bereich der Mess-stelle wurde im Jahre 1970 eingebaut und befandsich in einem guten Zustand. Bild 5.6 vermit-telt einen fotografischen Eindruck von der Auto-bahn.

Auch die Messstelle A 1 bei Humlikon erlaubte denAutoren die Anwendung des Lee-Luv-Konzepts.Die beiden Messwagen standen auf dem Rastplatz„Kreuzstraße“ östlich der A 4 und auf dem Park-platz des Restaurants „Zur Kreuzstraße“ westlichder S 6. Die A 4 ist eine zweispurige Autobahn(total rund 27 000 Fahrzeuge pro Tag) zwischenSchaffhausen und Winterthur. Die Geschwindigkeitist auf 100 km/h beschränkt. Die S 6 ist eine zwei-spurige Überlandstraße, welche in diesem Bereichparallel zur A 4 verläuft. Sie ist durch einen ca. 2 mhohen Erdwall von der Autobahn abgetrennt. DieVerkehrsfrequenz der S 6 ist aber laut GEHRIG et al.(2003) im Vergleich zur A 4 nur gering, sodass dieMessstelle im Wesentlichen die A 4 repräsentiert.

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Bild 5.5: Ansicht der BAB A 4 im Bereich der Messstelle Jena-Lobeda (oben) sowie der Messstelle selbst (links)

Tab. 5.4: Kenngrößen an der BAB A 4

Messzeitraum 09.01. bis 31.12.2003

Verkehrsstärke [Kfz/d] 66 000*

Lkw-Anteil [%] 15*

Abstand zur Fahrbahn [m] 35

Verkehrssituation AB100

mittlere Windgeschwindigkeit [m/s] 1.5***

MessmethodeFH 62-IR mit Kali-

brierung Gravimetrie

Höhe der PM10-Messung [m] 3.5

PM10-Gesamtbelastung [µg/m3] 28

Anzahl Überschreitungen TMW > 50µg/m3 22

PM10-Vorbelastung [µg/m3] ca. 20-25**

* = KURZAK (2002) für das Jahr 2000; ** = Abschätzung TLUG Jena; *** = direkt an der Messstelle in 10 m Höhe beeinflusst von

umliegender Vegetation

Die nähere Umgebung wird ausschließlich land-wirtschaftlich genutzt. Humlikon und Henggart lie-gen je etwa 1 km westlich resp. südlich von derMessstelle entfernt. Der Deckbelag der A 4 (Splitt-mastixasphalt SMA 11 S, Bitumen: Olexobit SMA)wurde im September 2000, derjenige der S 6 (AB11 N, Bitumen: B 70/100) im Juni 2001 eingebaut.Der Zustand der Beläge ist somit noch fast neu-wertig.

Bild 5.7 zeigt die Situation an den beiden Mess-stellen bei Humlikon. Die nachfolgende Tabelle 5.5fasst die an beiden Messstandorten ermitteltenKenngrößen zusammen.

Die ermittelten verkehrsbedingten Zusatzbelastun-gen liegen an diesen beiden Autobahnabschnittenin ca. 20 m Entfernung bei ca. 4 µg/m3 bei direkterStrömung von der Straße zur Messstelle.

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Bild 5.6: Blick von der Messstelle Birrhard Ost (links) und von der Messstelle Birrhard West (rechts) auf die Autobahn A 1 (Quelle:GEHRIG et al., 2003)

Bild 5.7: Messstellen im Westen (links) und im Osten (rechts) der hier parallel verlaufenden Straßen A 4 und S 6 (Quelle: GEHRIG etal., 2003)

Tab. 5.5: Kenngrößen an der BAB A 1 und A 4 in der Schweiz(Quelle: GEHRIG et al., 2003)

A 1 Birrhard

A 4 Humlikon

Messzeitraum16.05. bis22.08.01

28.10. bis31.12.01

mittl. Verkehrsstärke [Kfz/h] 2 760 1 681

Lkw-Anteil [%] 10.6 12.5

Abstand zur Fahrbahn [m] 20/25 ca. 20

Verkehrssituation AB120 AB100

MessgerätFH62IRangep.

FH62IRangep.

Höhe der PM10-Messung [m] 4 4

PM10-Belastung in Lee der A 1 [µg/m3] 17.9 21.3

PM10-Belastung in Luv der A 1 [µg/m3] 13.9 17.9

abgeleiteter PM10-Emissionsfaktor[g/(km · Fzg)]

0.083 0.071

abgeleiteter PM10-EmiFaktor Auf/Ab[g/km · Fzg)]

0.050 0.037

Die verwendete Messmethodik (Luv-Lee-Messun-gen PM10 und NOx, darauf aufbauend Ableitungder Emissionsfaktoren mittels NOx-Tracermethode)erlaubte den Autoren auch, die PM10-Emissions-faktoren zu ermitteln und aufgrund von größense-lektiven Partikelmessungen (PM1 und PM10) eineTrennung in auspuffbedingte sowie nicht auspuff-bedingte Emissionen durchzuführen. Als Kriteriumwurde gesetzt, dass die Partikelfraktion PM1nur durch die Auspuffemissionen verursacht wer-den.

Anzumerken zu den Ergebnissen sind die beidenunterschiedlichen Messzeiträume. Sie umfassenjeweils ca. 2 Monate. Allerdings liegt die Messkam-pagne in Birrhard im Sommer, die in Humlikon imWinter. Eventuell vorhandene Einflüsse meteorolo-gischer Parameter, wie Regenhäufigkeit, Feuchteetc., auf die Ergebnisse wurden von den Autorennicht direkt diskutiert. Sie wiesen jedoch daraufhin, dass „zwischen nassen und trockenen Fahr-bahnen bzgl. PM10-Emissionen keine klaren Unter-schiede festzustellen waren ...’’.

5.6 Stadtautobahn Berlin (Lerchpfad)

Die Senatsverwaltung für Stadtentwicklung undUmweltschutz, Berlin, betreibt eine Messstationam südwestlichen Fahrbahnrand der BerlinerStadtautobahn (MC014, Lerchpfad 17 in Berlin-Charlottenburg). Das Verkehrsaufkommen ist sehrhoch (mehr als 150 000 Kfz/d sowie Schwerver-kehrsanteile um ca. 8 % pro Werktag). Die Auto-bahn verläuft ca. 5 m unterhalb des Messcontai-ners (siehe Bild 5.8). In diesem Bereich liegt eineGeschwindigkeitsbeschränkung auf 80 km/h vor.

Messdaten von dieser Messstelle wurden in derVergangenheit im Rahmen mehrerer Projekte aus-gewertet. ISRAEL et al. (1994) leiteten z. B. auskontinuierlichen NOx-und Schwebstaubmessun-gen der Jahre 1989 bis 1992 mittels NOx-Tracer-methode Schwebstaubemissionsfaktoren getrenntnach Pkw (0.12 g/(km · Pkw)) und Lkw (2.0 g/(km ·Lkw)) ab. Als Hintergrundwerte wurden dabei Messdaten der Station Tegel verwendet. Nimmtman begründet an, dass ca. 80 % des Schweb-staubes PM10 sind, so wären dies Emissionsfakto-ren von 0.096 g/(km · Pkw) sowie 1.6 g/(km · Lkw).

Im Jahr 2002 wurden dort eine mittlere PM10-Ge-samtbelastung von 40 µg/m3 und 91 Überschrei-tungen von Tagesmittelwerten größer 50 µg/m3 ge-messen. Windrichtungsabhängige Tagesmittelwer-

te (SenUm Berlin, 2003) zeigen für die südlichen biswestnordwestlichen Windrichtungssektoren 200°bis 315° (also für Wind zur Autobahn hin) für dasJahr 2002 einen Mittelwert von ca. 30 µg/m3. Unterbegründeter Annahme dieses Wertes als Vorbelas-tung wäre eine Zusatzbelastung von der Stadtau-tobahn von ca. 9 µg/m3 ableitbar. Die Vorbelastungvon 30 µg/m3 korrespondiert mit den PM10-Jahres-mittelwerten an städtischen Hintergrundmessstel-len von Berlin (Station 15 Tiergarten: 30 µg/m3;Station 42 Nansenstraße: 30 µg/m3; Station 171Mitte: 30 µg/m3) und wäre etwas höher als diePM10-Konzentrationen am südlichen Stadtrandvon Berlin (Station 27 Marienfelde: 25 µg/m3).

Im Jahr 2001 wurden an der Stadtautobahn imJahresmittel 35 µg/m3 bei 60 Überschreitungendes Tagesgrenzwertes gemessen. Eine windrich-tungsabhängige Auswertung lag nicht vor. Die Be-

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Bild 5.8: Ansicht der Stadtautobahn Berlin im Bereich der Messstelle Lerchpfad

Tab. 5.6: Kenngrößen an der Berliner Stadtautobahn (Lerch-pfad) Quelle: LOHMEYER (2003a) und Senat Berlin

Messjahr 2000 2001 2002

mittlere Verkehrsstärke [Kfz/d] 177 000* 177 000* 177 000*

Lkw-Anteil [%] 5.8* 5.8* 5.8*

Abstand zur Fahrbahn [m] 10 10 10

Verkehrssituation AB80 AB80 AB80

Messhöhe [m] 3.5 3.5 3.5

PM10-Jahresmittelwert [µg/m3] 32 35 40

Anzahl ÜberschreitungenTMW > 50 µg/m3 n. b. 60 91

PM10-Zusatzbelastung [µg/m3] ca. 8 ca. 8 bis 9

ca. 9

abgeleiteter PM10-Emissions-faktor [g/(km · Fzg)]

0.14 n. b. n. b.

(*= Werte für das Jahr 2000) n. b. = nicht bestimmt.

lastungen an den städtischen Hintergrundmess-stellen Tiergarten und Nansenstraße zeigten fürdieses Jahr Jahresmittelwerte von 27 µg/m3 bzw.26 µg/m3. Die PM10-Zusatzbelastung sollte des-halb am Lerchpfad bei ca. 8 bis 9 µg/m3 und somitetwa gleich hoch wie im Jahr 2002 liegen.

Für den Zeitraum Juni 1999 bis Dezember 2000lagen PM10- und NOx-Konzentrationen einschließ-lich der Angaben zu den Windrichtungen vor(SCHULZE, 2002). Für das Jahr 2000 lässt sichdaraus ein PM10-Jahresmittelwert von 32 µg/m3

ableiten. Eine windrichtungsabhängige Auswer-tung dieser Daten lieferte eine PM10-Vorbelastungvon 24 µg/m3 und somit eine PM10-Zusatzbelas-tung durch die Stadtautobahn von 8 µg/m3. FürNOx wurden im Jahresmittel 147 µg/m3 ausgewie-sen und im Windrichtungssektor 200° bis 315°98.5 µg/m3. Diese NOx-Vorbelastung liegt deutlichhöher als an den Hintergrundmessstellen Tegel (ca.40 µg/m3) bzw. Tiergarten (ca. 50 µg/m3). Grundhierfür ist wahrscheinlich ein NOx-Eintrag aus denim Vorbelastungswindsektor gelegenen Hauptver-kehrsstraßen „Königin-Elisabeth-Straße’’ bzw.„Spandauer Damm’’.

IFEU-Heidelberg gab in LOHMEYER (2003a) fürden Lerchpfad einen NOx-Emissionsfaktor von0.85 g/(km · Fzg) für das Bezugsjahr 2000 an. Mitdiesen Angaben kann mittels NOx-Tracer-Methodeein PM10-Emissionsfaktor von 0.14 g/(km Kfz) be-stimmt werden. Für das zweite Halbjahr 1999 er-gibt sich eine PM10-Zusatzbelastung von 34 µg/m3

minus 24.6 µg/m3 = 9.4 µg/m3 sowie eine NOx-Zu-satzbelastung von 190 µg/m3 minus 125 µg/m3 =65 µg/m3 und bei angenommenen unverändertenNOx-Emissionen ein PM10-Emissionsfaktor von0.12 g/(km · Fzg), der sich gut vergleicht mit den fürdas Jahr 2000 abgeleiteten von 0.14 g/(Fzg km)(Tabelle 5.6).

5.7 BAB A 14 bei Nehlitz und Zöberitz

Das Landesamt für Umweltschutz Sachsen-Anhalt(LfU Sachsen-Anhalt, 2003) führte ein „Messpro-gramm zur Untersuchung des Einflusses der neugebauten Bundesautobahn A 14 im BereichHalle/S. auf die Immissionen’’ durch. Die Messun-gen liefen in den Jahren 1998 bis 2000, also vorund nach Inbetriebnahme dieser Autobahn. Eswurden an mehreren Untersuchungspunkten in un-terschiedlicher Entfernung zur Autobahn (ca. 20 mbis 600 m) Stichprobenmessungen sowie an zweiMessstellen (100 m und 270 m Entfernung) sta-

tionäre Konzentrationsmessungen durchgeführt.Die Verkehrsstärke auf den beiden betrachtetenAutobahnabschnitten lag im Zeitraum 8 bis 16 Uhr(werktags) bei ca. 1 200 Kfz/h. Damit dürfte die Ge-samtverkehrsstärke werktags bei ca. 15 000 bis 20 000 Kfz/d liegen. Genauere Angaben lagen nichtvor, ebenfalls auch keine Schwerverkehrsanteile.

Nach Inbetriebnahme der Autobahn wurde im Zeit-raum 26.11.1999 bis 25.11.2000 eine PM10-Ge-samtbelastung an den stationären Messstationenvon 21 µg/m3 sowohl in Nehlitz (also in 270 m Ent-fernung) als auch in Zöberitz (also in 100 m Entfer-nung) als Jahresmittelwert gemessen. Angaben zurVorbelastung wurden nicht gemacht. Da aber dergemessene Jahresmittelwert in 270 m Entfernunggleich dem in 100 m Entfernung ist, scheint hier dieautobahnbedingte PM10-Zusatzbelastung eher ge-ring zu sein. Die Ergebnisse der mobilen Messun-gen (jeder Messpunkt wurde jeweils ca. 10- bis 11-mal im Zeitraum werktags zwischen 8 und 16 Uhrangefahren) zeigen keine Korrelation mit dem Ab-stand zur A 14.

5.8 BAB A 656 zwischen Mannheimund Heidelberg (BAB-II-Projekt)

Über die Messkampagne BAB II im Mai 2001 ander Autobahn A 656 berichten GEHRIG et al.(2003). Folgende Ausführungen sind dem Berichtentnommen:

„Der untersuchte Teil der Autobahn mit zwei Fahr-spuren pro Richtung liegt auf einem 1.0 bis 1.5 mhohen Damm, der von offenen Landwirtschafts-flächen umgeben ist (Bild 5.9). Der Damm selber istmit Gras bewachsen, auch der Mittelstreifen istnicht verbaut, sodass die Luftanströmung nahezuungestört erfolgen kann. Es gibt auch keine weite-ren nennenswerten Emissionsquellen der unter-

51

Bild 5.9: Ansicht des beprobten Abschnittes der BAB A 656(Quelle: GEHRIG et al., 2003)

suchten Luftschadstoffe in der näheren Umge-bung. Die Autobahn hat eine sehr geringe Steigung(0.1 %). Mit 55 000 Fahrzeugen pro Tag ist die Ver-kehrsdichte relativ hoch. Der untersuchte Abschnittwird allerdings hauptsächlich vom regionalen Ver-kehr zwischen den beiden Städten benutzt. DerAnteil des Fernverkehrs ist daher recht gering, undder Anteil des Schwerverkehrs dementsprechendmit 6 % beträchtlich niedriger als auf anderen deut-schen Autobahnabschnitten. Die Geschwindigkeitist auf 120 km/h beschränkt.

Auf beiden Seiten der Autobahn wurden umfang-reiche Messungen der Luftschadstoffe vorgenom-men. Nur diejenigen Perioden mit einer günsti-gen Windanströmung rechtwinklig zur Straße, in denen sich also eine klare Luv- und Leeseite he-rausbildete, wurden näher ausgewertet. In einemAbstand von 60 m (Nordseite) respektive 84 m(Südseite) zu den Fahrbahnen wurden zwei 52 mhohe Krantürme aufgestellt, an denen elektrischbetriebene Aufzüge montiert wurden. In diesenAufzügen wurden zwei NOx-Geräte und zwei Parti-kelmessinstrumente (Messung der Größenvertei-lung der Partikel mit einem Durchmesser D zwi-schen 30 nm und 10 µm; Messung der Partikel-Oberflächenkonzentration) betrieben, um kontinu-ierliche Vertikalprofile von 5 bis 50 m über der Erd-oberfläche aufzunehmen. Auf der Luvseite warennachts sowohl die Anzahl- als auch die Ober-flächenkonzentrationen auf dem gesamten Profilkonstant.

Während des Tages traten auf der Leeseite im bo-dennahen Bereich deutlich erhöhte Konzentratio-nen auf: Am Vormittag wurden mit zunehmenderHöhe geringere Schadstoffkonzentrationen regis-triert, um die Mittagszeit lag das Konzentrations-maximum leicht erhöht bei etwa 10 m über demGrund. Sowohl die ultrafeinen Partikel (D < 100nm), bestehend aus Rußpartikeln und solchen Par-tikeln, die während der Abkühlung des Abgasesdurch Kondensation neu gebildet werden, als auchdie großen (D > 1 µm, Abrieb- und Aufwirbelungs-produkte) zeigten diese Höhenabhängigkeit. Immittleren Größenbereich (D = 0.2–0.7 µm) konntekeine Höhenabhängigkeit festgestellt werden, wasbestätigt, dass der motorisierte Verkehr in dieserGrößenklasse nur wenige Partikel erzeugt. Ober-halb von 25 m wurden auch auf der Leeseite derAutobahn Hintergrundkonzentrationen gemessen.Die Messergebnisse der Profilfahrten wurden durchstationäre Messungen in verschiedenen Höhen be-stätigt.

Nach Durchführung der höhenabhängigen Ver-schiebung der einzelnen Profile aufgrund der zeitli-chen Verzögerung bei der Detektion des NOx-Mess-gerätes zeigte auch die Vertikalverteilung der NOx-Konzentrationen ein ähnliches Verhaltens-musterwie die Partikel-Anzahlkonzentrationen: keineHöhenabhängigkeit in der Nacht auf der Luvseite sowie kontinuierliche Abnahme mit zu-nehmender Höhe von 5 bis 30 m über dem Erdbo-den auf der Leeseite der Autobahn. Bei etwa 30 müber Grund wurde jeweils der Hintergrundwert er-reicht.

Bereits in einer Distanz von 60 m erstreckten sichdie verkehrsbedingten Emissionen phasenweisebis auf eine Höhe von 40 m. Die Höhe der Abgas-fahne des Verkehrs konnte bei Leelagen genau er-mittelt werden, wenn der Durchschnittswert derVertikalprofile über eine längere Zeitperiode be-rechnet wurde. Sie lag im Normalfall bei etwa 30 m über dem Erdboden. Durch Subtrahieren des jeweiligen Hintergrundwerts von den in der bo-dennahen Luftschicht gemessenen Konzen-trationen können auch die direkten Emissionen der Straße abgeschätzt werden, selbst wenn zeit-gleiche Luv- und Lee-Messungen fehlen. Zusam-men mit den parallel erfolgten Windmessungenkönnen absolute Emissionsfaktoren bestimmt werden.

Die Ergebnisse in der vorliegenden Studie bestätig-ten eine ausreichende Korrelation zwischen Parti-keln und den NOx-Werten, wie sie auch in früherenFallstudien bereits beobachtet werden konnte.Dies bedeutet, dass die Bestimmung von Emissi-onsfaktoren für Partikel (Anzahl, Volumen, Masse)mit Hilfe der über die NOx-Differenzen errechnetenVerdünnung als sinnvoll erachtet werden kann.’’

ROSENBOHM et al. (2004) zeigten für einen Tagder Messkampagne mit stabilen Windverhältnissen(14.05.2001) auf, dass die PM10-Zusatzbelastungin 60 m Entfernung und 5 m Höhe bei 5 µg/m3 beieiner Vorbelastung von 27 µg/m3 lag. Die PM1-Zu-satzbelastung wurde mit ca. 0.6 bis 1.3 µg/m3 an-gegeben. Nimmt man an, dass PM1 zu 100 %durch Auspuffpartikel gebildet wird, so lag der An-teil der nicht auspuffbedingten Partikelemissionenan der Gesamt-PM10-Emission für diesen Messtagbei ca. 74 bis 88 %.

Massebezogene Partikelemissionsfaktoren sindder vorliegenden Literatur nicht zu entnehmen. Hiersind lt. Aussage der Autoren weitere Veröffentli-chungen geplant.

52

5.9 Messergebnisse aus Tunneln

In verschiedenen Untersuchungen wurden inner-halb von Tunneln PM10-Emissionsfaktoren mittelsMassenbalance-Rechnungen abgeleitet.

ISRAEL et al. (1994) und RAUTERBERG-WULFF(1998 und 1999) bestimmten die PM10-Emissions-faktoren im Tunnel Tegel (Stadtautobahn Berlin).Die Verkehrsstärken im Tunnel lagen bei ca. 40 000Kfz/d bei einem Schwerverkehrsanteil um ca. 7 %:Die Geschwindigkeit ist innerhalb des Tunnels auf80 km/h begrenzt. Die verwendete Mess- und Aus-wertemethodik erlaubte u. a. eine Separation derEmissionsfaktoren für Pkw und Lkw. Die wesent-lichsten Kenngrößen dieser Messungen sind in derzusammenfassenden Tabelle 5.7 aufgeführt. Be-merkenswerterweise liegen die im Tunnel ermittel-ten PM10-Emissionsfaktoren in der Tendenz deut-lich niedriger als an der Stadtautobahn (sieheoben), trotz vergleichbarer Schwerverkehrsanteileund Fahrgeschwindigkeiten.

Mittels dreier Messkampagnen im Brudermühltun-nel in München ermittelten PALME et al. (2004) so-wohl PM10-Emissionsfaktoren als auch anhandvon Partikelgrößenauswertungen und Inhaltsstoff-analysen Abschätzungen zu den Quellzuordnun-gen Auspuffemission, Reifenabrieb und Brems-abrieb. Der Tunnel ist mit ca. 50 000 Kfz/d undeinem Schwerverkehrsanteil von ca. 8 % gut fre-quentiert. Trotz dessen innerstädtischer Lage fällter aufgrund der dort vorliegenden Verkehrssituati-on (HVS > 50) jedoch in den Anwendungsbereichvon MLuS und wird hier mit betrachtet. Die rele-vanten Kenngrößen sind in der Tabelle 5.7 aufge-führt.

PUXBAUM et al. (2002) sowie SCHMID et al. (2001)berichteten von einer Messkampagne im Tauern-tunnel (A 10 in Österreich). Dieser Tunnel ist mit ca.20 000 Kfz/d und einem Schwerverkehrsanteil vonca. 15 % (werktags 17.6 %, Wochenende 2.7 %)frequentiert. Neben einer umfangreichen Daten-auswertung inklusive Inhaltsstoffanalysen wurdenauch PM10-Emissionsfaktoren abgeleitet. Die rele-vanten Kenngrößen dieser Messung sind ebenfallsin Tabelle 5.7 aufgeführt.

STERNBECK et al. (2002) nutzten ebenfalls Tunnel,um PM10-Emissionsfaktoren und darauf aufbauendElementanalysen durchzuführen. Dafür maßen sieam Tunnel Tingstad sowie Lundby, beides Tunnelim Zentrum von Götheburg (Schweden). Die Fahr-zeuggeschwindigkeiten lagen in beiden Fällen über

50 km/h. Am Tingstad-Tunnel wurde im November1999 gemessen, am Tunnel Lundby im frühen April2000. Da im April 2000 nach Aussagen der Autorenallgemein noch mit Spikereifen gefahren wurde,sind die für diesen Tunnel ermittelten Emissions-faktoren (ca. Faktor 6 höher als im Tunnel Tingstad)nicht als repräsentativ für deutsche Verhältnisseanzusehen. Deshalb sind in Tabelle 5.7 nur die re-levanten Kenngrößen der Messung am TunnelTingstad aufgeführt.

Das Lufthygieneamt Basel führte im Arisdorftunnelim November 1999 eine Messkampagne durch, inder PM10-Proben zur morphologischen Untersu-chung mittels Rasterelektronenmikoskopie undRöntgenmikroanalyse ausgewertet wurden (Carbo-tech, 2000a und b). Die Partikel wurden in dreiGrößenklassen (0.1–1 µm, 1–2.5 µm und 2.5–10µm) eingeteilt. Die Ergebnisse der Untersuchungenzeigen für alle Standorte eine klare Dominanz derAnzahl der kleinen Partikel im Bereich 0.1–1 µm.Die Konzentrationen dieser Partikelklasse liegt beieinigen Hunderttausend bis Millionen pro Liter Luft.Die Anzahl der Partikel in der Größenklasse 1–2.5µm lag je nach Standort etwa Faktor 200–300 tiefer. In der Fraktion 2.5–10 µm wurden mit 76–850 Partikeln pro Liter Luft die geringsten An-zahlkonzentrationen bestimmt. Die kleinsten Parti-kel (0.1–1 µm) bestanden zu über 90 % aus koh-lenstoffhaltigem Material, primär Rußpartikel. DieKonzentration im Tunnel ist etwa zehnmal größerals im Freien. Die Partikelfraktion 1–2.5 µm bestandim Tunnel zu etwa 83–93 % aus Rußteilchen, dierestlichen 7–17 % der Teilchen bestehen aus ande-rer organischer Materie, Eisenoxid und Mineralien.Organische Partikel mit Schwefel, welche als Rei-fenabrieb gelten können, waren nur in geringer An-zahl zu beobachten (im Mittel 1 %). Die Partikel-fraktion 2.5–10 µm bestand im Tunnel ebenfallshauptsächlich (76–81 %) aus Ruß. Nach Aussagender Autoren zeigten die Zusammensetzungen derPartikel im Tunnel, dass nur geringe Mengen vonTeilchen, welche für eine Resuspension (Auf-wirbelung) typisch sind (z. B. mineralische und metallhaltige Partikel), gefunden wurden. Die Ur-sache wurde von den Autoren in den hohen Luftströmungen im Tunnel vermutet, die das Ent-stehen von Staubdepots im Tunnelinneren verhin-dern.

Im November 1999 wurden auch Konzentrations-messungen im Arisdorftunnel auf PM10-Emissions-faktoren hin ausgewertet (Carbotech, 2000b). Aller-dings werden die dort gefundenen Ergebnisse

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bzgl. deren Genauigkeit von den Autoren als unsi-cher eingeschätzt, da keine zeitgleiche Vorbelas-tungsmessung vorlag und die Verkehrszählung,insbesondere was die Schwerverkehrsanteile an-betrifft, zum Teil unsicher war. Deshalb werdendiese Werte im Weiteren nicht mitbetrachtet.

KEUKEN et al. (1999) leiteten als Resultat von Aus-wertungen holländischer Messungen an Autobah-nen folgende Aussagen ab:

Luv-Lee-Messungen von PM2.5 und PM2.5-10 anholländischen Autobahnen und in Autotunneln zei-gen an, dass die aus den Messungen abgeleitetenEmissionsfaktoren gut mit den Emissionsfaktorendes holländischen ,,National Bureau of Statistics(CBS)’’ übereinstimmen. In den Emissionsfaktorendes CBS sind Emissionsfaktoren für Auspuffemis-sionen, für Reifen- und Bremsabrieb sowieStraßenstaub enthalten, wobei der EmissionsfaktorStraßenstaub gleich dem für Reifenabrieb ange-setzt wird und 1997 mit kleiner 10 % Anteil amPM10 festgelegt wurde. Es wird von den Autorengeschlussfolgert, dass die Resuspension vonStraßenstaub in Holland nicht relevant ist. Damitläge an holländischen Autobahnen ein anderer Zu-stand vor als an der B 10 bei Karlsruhe, wo bei ca.16 % Schwerverkehrsanteil und einer Geschwin-digkeitsbegrenzung auf 100 km/h folgende Auftei-lung der PM10-Emissionen an trockenen Werkta-gen festgestellt wurde: ca. 50 % Auspuffpartikel,ca. 18 bis 25 % Reifenabrieb, weniger als 1 %Bremsabrieb und der Rest (also ca. 30 %) istStraßenabrieb und Resuspension von Straßen-staub zuzuordnen (siehe vorn). Dies steht schein-bar im Widerspruch zu den Aussagen der holländi-schen Autoren. Deshalb soll im Folgenden vertie-fend auf die Annahmen und Randbedingungen derholländischen Aussagen eingegangen werden:

Die Bestimmung der Partikel-Emissionen erfolgteim Juli 1997 im Drechttunnel in Holland. Die Fahr-zeuggeschwindigkeiten lagen bei 100 km/h. DieEmissionsfaktoren wurden bestimmt mittels Mas-sebalanceberechnungen im Tunnel anhand der ge-messenen Zusatzbelastung und des Volumenstro-mes der Luft im Tunnel sowie der gemessenen Ver-kehrsmengen. Da eine der Tunnelröhren fürSchwerverkehr gesperrt war, war eine Differenzie-rung der ermittelten Emissionsfaktoren in Pkw undLkw möglich. Die ermittelten Emissionsfaktorensind in der Tabelle 5.8 aufgeführt. Zum Vergleichwerden die entsprechenden Emissionsfaktoren ausder CBS sowie die Partikelauspuffemissionen des

Handbuches für Emissionsfaktoren (HBEFA 2.1)gegenübergestellt.

Die im Drechttunnel ermittelten PM10-Emissioneninfolge der Personenwagen bestanden zu 100 %aus PM2.5. Da PM2.5 im Wesentlichen den Auspuff-emissionen zugeordnet werden kann, ist im be-trachteten Tunnel für Pkw tatsächlich kein messba-rer Anteil an Abrieben bzw. Wiederaufwirbelungvon Straßenstaub beobachtet worden. Für denSchwerverkehr wurde der Anteil gröberer Partikelmit ca. 30 % (290/920) an PM10 bestimmt. Dies istein deutlicher Anteil, von dem nur ca. 17 % durchdie in der CBS angesetzten Abriebe beschriebenwerden können, d. h. aber auch, dass ca. 26 %((290 minus 50)/920) der PM10-Emissionen desSchwerverkehrs im betrachteten Tunnel nichtdurch die Emissionsfaktoren des CBS (Auspuff,Reifen, Bremsen, Straßenstaub) beschrieben wer-den können. Dies relativiert u. E. die in KEUKEN etal. (1999) aufgeführte allgemeine Aussage über diegeringe Relevanz der Resuspension von Straßen-staub. Bemerkenswert ist der relativ große Unter-schied zwischen den Partikelauspuffemissionen desHBEFA und denen des CBS. Das HBEFA scheint,bei der begründeten Annahme, dass die PM2.5-Emissionen nur durch Auspuffpartikel gebildet wer-den, die holländischen Partikelauspuffemissionennur unzureichend zu beschreiben (Abweichung ca.50 %). Die Ursachen dafür sind derzeit nicht be-kannt. Sie werden derzeit mit TNO diskutiert.

LASCHOBER et al. (2004) berichten über eine Messkampagne im Kaisermühlentunnel in Wien.Die Fahrzeuggeschwindigkeiten im Tunnel sind auf80 km/h begrenzt. Gemessen wurden u. a. Aerosol-massen (PM, nicht begrenzt auf PM10), die auchauf Inhaltsstoffe wie Kohlenstoffe, Ionen und Spu-renmetalle analysiert wurden. Die Emissionsfakto-ren wurden mittels Massebalanceberechnung er-mittelt. Die Autoren stellten fest, dass nur ein sehrgeringer Teil der Partikelemissionsfaktoren (kleiner

55

Tab. 5.8: Partikel-Emissionsfaktoren 1997 aus dem Drechttun-nel im Vergleich zu den Emissionsfaktoren aus der na-tionalen Emissionsdatenbank (CBS) sowie HBEFA 2.1,Quelle: KEUKEN et al. (1997, 1999)

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5.10 Diskussion der vorliegendenEmissionsfaktoren

In der Tabelle 5.7 wurden die PM10-Emissionsfak-toren der in den vorhergehenden Kapiteln vorge-stellten Messungen zusammengestellt. Diese Mess-ergebnisse haben unterschiedliche Qualitäten, dieim Wesentlichen von der Messdauer und der Voll-ständigkeit der für eine Ableitung der Emissions-faktoren notwendigen Eingangsdaten (z. B. Vorbe-lastung, parallele Verkehrszählungen, Quelle derAuspuffemissionsfaktoren → aus Messdaten abge-leitet oder aus Emissionsdatenbank etc.) abhän-gen. In der Tabelle 5.7 wurde neben der Zusam-menstellung wesentlicher Kenngrößen versucht,aus den vorliegenden Informationen eine Bewer-tung vorzunehmen (= Qualitätsklasse). Qualitäts-klasse A charakterisiert eine Messung mit einemvollständigen und über einem repräsentativen Zeit-raum (mind. 1/2 Jahr) verfügbaren Datensatz. BeiQualitätsklasse B liegen alle wesentlichen Informa-tionen vor, allerdings kann der Messzeitraum ein-geschränkt sein und/oder die Auspuffemissionenwerden aus einer nationalen Emissionsdatenbankverwendet (z. B. HBEFA). Bei der Qualitätsklasse Cliegen eingeschränkte Datenkollektive vor. Z. B. ist die Angabe der Vorbelastung mit größeren Unsicherheiten behaftet, weil sie nicht vor Ort er-mittelt wurde oder die Verkehrszahlen wurden nichtvor Ort und/oder nicht für das Messjahr bestimmt.Auf diese Besonderheiten wird bei der nachfolgen-den Diskussion der Emissionsfaktoren hingewie-sen.

Die höchsten PM10-Gesamtemissionsfaktorenwerden für den Lerchpfad ausgewiesen. Allerdingsist die Unsicherheit hier besonders groß, da keinevor Ort ermittelte Vorbelastung verfügbar war (Lerchpfad 2000) bzw. die aus den Jahren 1989–1992 angegebenen Emissionsfaktoren aus Mes-sungen von Gesamtstaub bestimmt wurden, wel-che dann mittels Faktor auf PM10 umgerechnetwurden. Diese Werte sind somit nicht stark belast-bar und wurden mit Klasse C bewertet. Ebenfallsnur eingeschränkt belastbar sind die Emissionsfak-toren für die A 5 (für das Jahr 2001), da die zur Ab-leitung der Emissionsfaktoren zur Verfügung ge-standenen Verkehrszahlen auf Zählungen des Jah-res 1995 basierten und teilweise im Bereich der

Messstelle Bauarbeiten durchgeführt wurden(siehe LOHMEYER, 2003a oder b). Der im Rahmendieser Arbeit abgeleitete Emissionsfaktor an der A4 (BASt) ist ebenfalls mit Qualitätsklasse C bewer-tet worden, weil dort keine direkte Vorbelastungs-messung vorlag (Vorbelastung wurde aus windrich-tungsabhängiger Schadstoffkonzentration abgelei-tet) und an der Messstelle die Ausbreitungsverhält-nisse durch starken Bewuchs eingeschränkt sind.Die Messungen an den holländischen Autobahnenwurden mit der Qualitätsklasse B–C charakterisiert.Die Messkampagnen fanden nur an wenigen Tagenstatt, deswegen ist das Messdatenkollektiv einge-schränkt. Die Aussagen zur Höhe der Auspuffemis-sion und damit indirekt zu den nicht auspuffbe-dingten Emissionsfaktoren sind widersprüchlichund derzeit mit TNO noch in Diskussion (siehe Ab-schnitt 5.9). Auch für den Tunnel Tingstad wurdediese Qualitätsklasse B-C vergeben, da hier keineAuspuffemissionsfaktoren angegeben wurden unddie Anwendung der Fahrzeugflotte des HBEFA aufdie Verhältnisse in Schweden ebenfalls unsicherist.

Im Folgenden werden bei der Diskussion der Ge-samtemissionsfaktoren nur die Werte der Qua-litätsklassen A, B und B–C betrachtet, bei denEmissionsfaktoren für den Anteil Aufwirbelung undAbrieb (Auf/Ab) nur A und B.

Die verfügbaren PM10-Gesamtemissionsfaktorenfür die Qualitätsklassen A, B und B–C liegen ineinem Bereich zwischen 0.03 und 0.13 g/(Fzg ·km). Der niedrigste Wert wurde für den Bruder-mühltunnel ausgewiesen, die höchsten können fürdie Messungen im Drechttunnel abgeleitet werden.Der Mittelwert über alle Emissionsfaktoren dieserQualitätsklassen beläuft sich auf 0.078 g/(Fzg ·km). Dieser Wert korrespondiert gut mit dem an derB 10 ermittelte Emissionsfaktor von 0.081 g/(Fzg ·km).

Die Differenz der PM10-Gesamtemissionsfaktorenund der Auspuffemissionsfaktoren (gekennzeich-net als PM10-Auf/Ab) für die Qualitätsklassen A undB liefert eine Bandbreite zwischen 0.001 und 0.052g/(Fzg · km), im Mittel von 0.033 g/(Fzg · km). Ander B 10 wurden 0.038 g/(Fzg · km) festgestellt. Dienach Fahrzeugklassen differenzierten PM10-Emis-sionsfaktoren für Auf/Ab variieren für Pkw zwi-schen praktisch null g/(Fzg · km) (Kaisermühltun-nel) und 0.047 g/(Pkw · km) (A 1/Birrhard), im Mittelbei 0.018 g/(Pkw · km). Hier liegt der für die B 10abgeleitete Wert mit 0.009 g/(Pkw · km) mit am un-

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teren Ende des Wertebereiches. Es sei allerdingsauf die Besonderheiten bei der Ableitung der nachPkw und Lkw getrennten Emissionsfaktoren ver-wiesen.

Die nach Fahrzeugklassen differenzierten PM10-Emissionsfaktoren für Auf/Ab variieren für Lkw zwi-schen praktisch null g/(Lkw · km) (Kaisermühltun-nel) und 0.578 g/(Lkw · km) (Tunnel Tegel), im Mit-tel bei 0.191 g/(Lkw · km). Dies vergleicht sich wie-derum gut mit dem für die B 10 abgeleiteten Wertvon 0.211 g/(Lkw · km). Im Mittel emittiert somit derSchwerverkehr ca. 11-mal mehr PM10 als leichteFahrzeuge.

Betrachtet man die flottenmittleren PM10-Emissi-onsfaktoren für Aufwirbelung/Abrieb für die freienStrecken und Tunnelstrecken getrennt, so weisendiese für die freien Strecken mit im Mittel 0.042g/(Fzg · km) einen etwa 60 % höheren Wert auf alsdie bei den überdeckelten Straßen (dort im Mittel0.026 g/(Fzg · km)). Für die nicht auspuffbedingtenPkw-Emissionsfaktoren an freier Strecke liegen imMittel 0.028 g/(Pkw · km) und bei überdeckeltenStraßen im Mittel 0.010 mg/(Pkw · km) vor. Hiersind insbesondere die Werte aus dem Kaisermühl-tunnel auffällig (dort kein signifikanter Hinweis aufAbriebs- und Aufwirbelungsemissionen). Dies kor-respondiert mit den sehr niedrigen von PALME etal. (2004) im Brudermühltunnel gefundenen Wertenund den Aussagen zum Arisdorftunnel (siehe vorn),wo keine relevanten Partikelanteile gefunden wor-den sind, die Abrieben oder Straßenstaub zuge-ordnet werden konnten. Niedrige Werte sind auchfür Pkw aus den Messungen an der B 10 abgeleitetworden.

Die nicht auspuffbedingten Lkw-Emissionsfaktorenunterscheiden sich nicht signifikant zwischen freienund überdeckelten Straßen. Die Streuungen sind,wie auch bei den Pkw-Emissionsfaktoren, groß.Auch hier gibt es sehr geringe Werte aus Tunnel-messungen (Kaisermühltunnel, Brudermühltunnel),aber auch an freier Strecke (A 1/Birrhard).

Eine signifikante Geschwindigkeitsabhängigkeitder Emissionsfaktoren ist für den vorliegenden Da-tensatz nicht festzustellen.

6 PM10-Emissionsmodellierung

Allgemeine Aspekte der PMx-Emission wurden be-reits im Abschnitt 2.1 beschrieben. Im Folgendensoll ausgehend von dem bisherigen Ansatz der

PM10-Emissionsmodellierung mittels modifiziertemEPA-Modell (mEPA), aktuellen Diskussionen ausder Literatur und den im Kapitel 4 und 5 zusam-mengefassten Ergebnissen der Datenauswertun-gen ein Vorschlag für die zukünftige PM10-Emissi-onsberechnung im MLuS gegeben werden.

6.1 Modifiziertes EPA-Modell

Von LOHMEYER (2001) wurde vorgeschlagen, fürdie PM10-Emissionen einer Straße anzusetzen,dass sie sich für das zu betrachtende Bezugsjahr(Bzj) zusammensetzen aus den Emissionen ausdem Auspuff und den Emissionen aus Abrieb undAufwirbelung (Ab+Auf), bestehend aus den Emis-sionen infolge Reifen-, Brems- und Kupplungsbe-lagsabrieb, Straßenabrieb und Aufwirbelung vonStraßenstaub, also

Dabei werden , die Emissionen ausdem Auspuff, entnommen aus dem Handbuch fürEmissionsfaktoren des Umweltbundesamtes(HBEFA). Für Abrieb und Aufwirbelung wird ange-setzt, dass diese vom Bezugsjahr unabhängig sind,also

Für nicht überdeckelte Straßen wurde folgendesBerechnungsverfahren vorgeschlagen:

bzw. für die gesuchte gesamte PM10-Emission imBezugsjahr einer Straße

(im Bezugsjahr),

wobei

(2000) = 0.016 g/km für Pkw (inkl. INfz) und0.492 g/km für Lkw

Dabei bedeuten:

e = Emissionsfaktor der Fahrzeuge [g/(km · Fzg)]

a = Korrekturfaktor für die Anwendung auf Stra-ßen in Deutschland [-]

k = Basisemissionsfaktor der EPA = 0.18 g/km

sL = PM75-Fraktion der Staubbeladung der Stra-ße

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W = Mittleres Gewicht der Fahrzeuge der Fahr-zeugflotte

r = Anteil der Regentage eines Jahres (z. B. r =0.3 [-] bei den jährlich ca. 120 Regentagen inNorddeutschland), aus Literatur oder beimDeutschen Wetterdienst (DWD) beschaffbar

In die Formel darf laut EPA (1993, 1997) nur dasmittlere Gewicht der Fahrzeugflotte eingesetzt wer-den, es darf nicht getrennt für Pkw und für Lkw ge-rechnet werden.

a) Innerortstraßen

Für die Anwendung auf Innerortstraßen wurde aus-gehend aus den Messungen in der Schildhorn-straße (Berlin) und Lützner Straße (Leipzig), denMessungen von RAUTERBERG-WULFF an derFrankfurter Allee (Berlin) und den Auswertungendes LUA Brandenburg vorgeschlagen:

a = 0.8 [-] bei gutem Straßenzustand, a = 2 beischlechtem Zustand,

sL = 0.2 g/m2 bei gutem Straßenzustand, sL = 0.4g/m2 bei schlechtem Zustand,

sowie W (Pkw) = 1.1 t W (lNFZ) = 1.9 t W (sNFZ) = 9 t.

b) Außerortstraßen und Autobahnen

Für die Anwendung außerorts und für Autobahnenfehlten Messdaten, um die EPA-Formel entspre-chend zu modifizieren. Als Emissionsdaten lagendamals nur für die Berliner Stadtautobahn ausSchwebstaub abgeleitete PM10-Emissionsfaktoren(Mittelwert aus den Bezugsjahren 1989 bis 1992)vor. Es wurde ausgehend von plausiblen Annah-men zur Staubbelegung sowie ausgehend von An-gaben des LUA Brandenburg zu Fahrzeuggewich-ten vorgeschlagen, in Abweichung vom Vorgehenbei Innerortstraßen:

sL = 0.1 g/m2,

außerorts: W (Pkw) = 1.2 t W (lNfz) = 2.0 tW (sNfz) = 11 t,

Autobahnen: W (Pkw) = 1.3 t W (lNfz) = 2.1 tW (sNfz) = 13 t.

c) Tunnelstrecken

Die PM10-Emissionen auf Tunnelstrecken sind of-fenbar niedrigerer als die von offenen Straßen. Daszeigten die an den Tunneln Tegel (Berlin) und Bru-

dermühltunnel (München) gefundenen Emissions-faktoren sowie der Vergleich der Emissionsfaktorenim Tunnel Tegel mit denen an der Berliner Stadtau-tobahn. Begründet wurde dies u. a. mit der gleich-mäßigen Fahrweise und den geringeren Staubein-trägen in Tunneln.

Auf Basis der wenigen vorhandenen Daten für Tun-nelstrecken wurde für die Bestimmung des PM10-Emissionsfaktors für Pkw und SNfz vorgeschlagen:

Pkw (inkl. LNfz):

[g/(km · Fzg)]

Lkw:

[g/(km · Fzg)]

Dieses Emissionsmodell wird im derzeitigen Merk-blatt für Luftverunreinigungen an Straßen (MLuS02) verwendet.

6.2 Neuere Erkenntnisse zu PM10-Emissionsmodellen

In einem Forschungsprojekt für das Landesamt fürUmwelt und Geologie in Sachsen führte LOHMEY-ER (2003b) eine aktualisierte Literaturrechercheund Auswertung zu PM10-Emissionen durch. DieAutoren fassten in einem Sachstandsbericht fol-gende wesentliche Punkte zusammen:

Modifiziertes EPA-Modell

In einem Forschungsprojekt des Landesumwelt-amtes Nordrhein-Westfalen wurden aus vorliegen-den Messdaten aus Feinscreeninguntersuchungen,die im Rahmen der Umsetzung von § 40 (2) des Bundes-Immissionsschutzgesetzes durchge-führt wurden, PM10-Emissionsfaktoren abgeleitet(BRANDT et al., 2002). Diese wurden mit dem mo-difizierten EPA-Modell nach LOHMEYER (2001)sowie mit einem Ansatz von FILLIGER et al. (1999),der PM10-Emissionen aus NOx-Emissionen undstraßenspezifischen Verhältnissen TSP/NOx undPM10/TSP berechnet, verglichen. Als Resultatkonnte festgestellt werden, dass der Vergleich mitdem Ansatz nach LOHMEYER (2001) gute Über-einstimmung zeigte. Eine Gegenüberstellung mitden Emissionsfaktoren nach dem Ansatz von FILLIGER lieferte deutlich zu hohe Werte über dengesamten betrachteten Wertebereich. Es wurde für

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Nordrhein-Westfalen empfohlen, das Modell nachLOHMEYER zu verwenden.

Das Ministerium für Umwelt und Verkehr, Baden-Württemberg, finanzierte im Jahr 2002 ein Projekt,um auf Basis von bereits vorliegenden Messdatenan deutschen Verkehrsmessstationen die dortigenPM10-Emissionen zu bestimmen und mit den Er-gebnissen der modifizierten EPA-Formel zu verglei-chen, emissionsrelevante Parameter zu isolierenund die Grundlagen für die Emissionsmodellierungzu verbessern (LOHMEYER, 2003a).

Die Untersuchungen wurden durch das Ingenieur-büro Lohmeyer, das Institut für Energie- und Um-weltforschung Heidelberg GmbH (IFEU) und dasZentrum für Umweltmessungen, Umwelterhebun-gen und Gerätesicherheit Baden-Württemberg(UMEG) Karlsruhe durchgeführt. Von den zuständi-gen Landesbehörden wurden dafür die Daten an47 verkehrsnahen Messstellen der Länder zugear-beitet. Davon verblieben nach einer Vorauswertungder Daten, ihrer Überprüfung auf Vollständigkeit z.B. bezüglich gleichzeitig vorliegender Verkehrsda-ten etc. und einer Begehung von 31 Messstellennoch 16 Datensätze, die detailliert ausgewertet undsystematisiert wurden. Es wurde festgestellt:

1. Die ermittelten PM10-Gesamtemissionen (motorplus nicht-motorbedingt) liegen an denuntersuchten Straßen bis zu sechsmal höher alsdie Motoremissionen.

2. Die Streubreiten der Abweichungen zwischenaus den Messdaten abgeleiteten und mit demmodifizierten EPA-Modell berechneten Emissi-onsfaktoren sind groß.

3. Das modifizierte EPA-Modell überschätzt dienicht-motorbedingten Emissionen vor allem imBereich kleiner Emissionsfaktoren einer Fahr-zeugflotte. Vor allem hohe Emissionsfaktorenscheinen (bei geringem Datenkollektiv) vomEmissionsmodell jedoch eher unterschätzt zuwerden.

4. Erstmals für Deutschland konnten im genanntenProjekt für drei Autobahnabschnitte Emissions-faktoren aus Immissionsmessungen abgeleitetermittelt werden. An zwei Autobahnmessstellenan der A 5 zeigten sich deutlich geringere Emis-sionen als mit mEPA errechnet, für eine Mess-stelle (Stadtautobahn Berlin) zeigten sich dieEmissionen in erwarteter Höhe. Die Ergebnissedieser Messkampagne gingen auch in die Be-trachtung im vorliegenden Projekt ein.

5. In der Stresemannstraße in Hamburg mit einerGeschwindigkeitsbegrenzung von 30 km/h lie-gen die PM10-Emissionsfaktoren deutlich nied-riger als die an allen anderen Straßen ermittel-ten Werte und auch niedriger als mit dem modi-fizierten EPA-Modell errechnet. Allerdings konn-ten dort die Auspuffemissionen nur mit großenUnsicherheiten bestimmt werden, sodass dieAussage nur als Hinweis für weitere Untersu-chungen diente.

6. Zur objektiven Quantifizierung des Straßenzu-standes wurde eine Methodik entwickelt, die aufden ,,Arbeitspapieren zur Systematik der Stra-ßenerhaltung’’ der Forschungsgesellschaft fürStraßen- und Verkehrswesen (FGSV) basierte.

7. Ein Einfluss des Straßenzustandes auf die PM10-Emission konnte im Projekt weder bestätigt nochwiderlegt werden, da zu wenig Messpunkte vor-handen und die Variationen in den vorgefunde-nen Straßenzuständen zu gering waren.

Das Bayerische Landesamt für Umwelt (RABL,2003) verglich PM10-Messwerte (Immissionen,nicht Emissionen) an Stadtstraßen (Fahrmodus: In-nerorts-Hauptverkehrsstraße mit Geschwindigkei-ten größer 50 km/h) sowie an Autobahnen mit Er-gebnissen des PC-Programms MLuS 02, welchesdas modifizierte EPA-Modell als Emissionsmodellbeinhaltet. Sie fanden bei den untersuchten Stadt-straßen eine Abweichung der berechneten Kon-zentrationen von den gemessenen, die linear vonder Verkehrsstärke abhängig ist. Bei Verkehrsstär-ken größer 15 000 Kfz/Tag ergibt sich folgenderÜberschätzungsfaktor f:

f = 0.0000114 · DTV + 0.88

Für Verkehrsstärken kleiner 15 000 Kfz/Tag beträgtf = 1. Das heißt z. B., dass bei einer Verkehrsstärkevon 30 000 Kfz/Tag die PM10-Gesamtbelastung umca. 22 %, bei 50 000 Kfz/Tag um ca. 45 % über-schätzt wird. Für Autobahnen zeigte sich diese Li-nearität nicht. Hier reichte die Überschätzungsmar-ge vom Faktor 1.6 bis 2.5 in der PM10-Gesamtbe-lastung.

Weitere Untersuchungen

1. Über die Relevanz nicht auspuffbedingterPM10-Emissionen gibt es mittlerweile in derwissenschaftlichen Gemeinschaft Konsens.Wesentlich sind hierbei die Komponenten Rei-fen-, Brems- und Straßenabrieb sowie Wieder-aufwirbelung (Resuspension) von Straßenstaub.

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2. PM10-Emissionsmodelle für nicht auspuffbe-dingte Partikel sind nach unseren Erkenntnissenderzeit in den USA (EPA-Modell), Norwegen(VLUFT-Modell), Schweden (SMHI-Modell) undDeutschland (mod. EPA-Modell) im Einsatz. Inder Schweiz werden aus Messungen an sechsStraßen mit unterschiedlichen Verkehrssituatio-nen abgeleitete Emissionsfaktoren zur Be-schreibung der Emissionen infolge Aufwirbe-lung und Abrieb benutzt. In anderen Ländernwird entweder das EPA-Modell verwendet oderdie Emission aus dem Verhältnis zwischenPM10- und NOx-Immissionen abgeleitet.

3. Die Streubreiten der Abweichungen zwischenMessdaten und den Emissionsfaktoren ausdem modifizierten EPA-Modell sind groß. ImWesentlichen werden die nicht auspuffbeding-ten Emissionen vor allem im Bereich kleinerEmissionsfaktoren überschätzt, im Bereichhoher Emissionsfaktoren (bei gering verfügba-rem Datenkollektiv) eher unterschätzt.

4. Die US-EPA entwickelte in den letzten zwei Jah-ren ihr Modell dahin gehend weiter, dass derEinfluss von Regen berücksichtigt wird und wei-terhin eine Separation der PM10-QuellanteileAuspuff, Reifen- und Bremsabrieb und ,,Rest’’für amerikanische Verhältnisse möglich ist.

5. Sowohl VLUFT in Norwegen als auch dasschwedische Modell berücksichtigen einen ge-schwindigkeitsabhängigen Term, um die Staub-aufwirbelung zu beschreiben. Das EPA-Modellweist diese Abhängigkeit nicht auf. Hier werdendie Staubbeladung der Straße, das Gewicht derFahrzeugflotte und die Regenhäufigkeit als Parameter verwendet. Die Schweizer Emissi-onsfaktoren differenzieren nach den Verkehrssi-tuationen des Handbuches für Emissionsfak-toren.

6. Der Einfluss des Regens auf die PM10-Emissionscheint aufgrund der neuen Untersuchungendeutlich geringer zu sein, als dies 2001 ange-nommen wurde. Die US-EPA geht nur noch vonca. 25 % Minderung an Regentagen aus, ande-re Untersuchungen (z. B. SCHULZE, 2002) zei-gen noch geringere bis gar keinen Einfluss aufdie PM10-Emissionen. Die Auswertung derDaten an der B 10 in Karlsruhe weist an Werk-tagen mit Regen auf eine Abnahme der Emissi-onsfaktoren von ca. 40 % hin, an Sonntagen mitRegen lag keine Abnahme vor. Bei Untersu-chungen in der Schweiz (GEHRIG et al., 2003)

wurden keine signifikanten Emissionsunter-schiede zwischen trockenen und nassen Tagenbeobachtet.

7. Trockene Straßenreinigung scheint entspre-chend amerikanischen Untersuchungen (TRA-KER-Messungen) keinen bzw. kurzzeitig sogareinen negativen Einfluss auf die Höhe der PM10-Emissionsfaktoren zu haben (ETYEMEZIA et al.,2003; KUHNS et al., 2003).

8. LOHMEYER (2001) erläutert, dass das SMHI-Modell aus Schweden wegen der dortigen Spikereifen für die mitteleuropäischen Verhält-nisse nicht anwendbar ist. BRANDT et al. (2002)zeigten auf, dass die Berechnung der PM10-Emissionen aus PM10/NOx-Verhältnissen zudeutlich unsicheren Ergebnissen führt als dieAnwendung des modifizierten EPA-Modells.

9. In den großen europäischen Emissionsdaten-banken, aber auch im amerikanischen Emissi-onsmodell MOBILE6, sind Emissionsfaktorenfür Brems- und Reifenabrieb und z. T. fürStraßenabrieb differenziert nach verschiedenenFahrzeugklassen, aber auch Partikelgrößen-klassen enthalten. Im neuesten Entwurf vonCORINAIR ist dabei für Reifen- und Bremsbelagauch eine Differenzierung nach Fahrzeugge-schwindigkeiten und bei Lkw nach Beladungs-grad angegeben. Die Unsicherheit in den Datenist aufgrund des begrenzt zur Verfügung stehen-den Datenmaterials eher groß. Dies zeigt sichauch daran, dass sich trotz der im Wesentlichengleichen Datengrundlagen die angesetztenEmissionsfaktoren z. B. zwischen CORINAIRund RAINS zum Teil deutlich unterscheiden.

10. Messtechnische Untersuchungen zum Einflussdes Straßenzustandes bzw. der Art des Fahr-bahnbelages auf die PMx-Emission liegen bis-her nicht vor. Von verschiedenen Autoren wer-den allerdings Hinweise über einen möglichengroßen Einfluss gegeben. So zeigte LOHMEY-ER (2003d) für eine Innerortsstraße in Branden-burg, dass beim Übergang von geflicktemKleinpflaster auf Asphalt eine deutliche PM10-Reduktion beobachtet werden konnte. LOH-MEYER (2003c) wies allerdings auch durchMessungen an der Göttinger Straße in Hanno-ver nach, dass die Staubbeladung dieser Straßetrotz des dort vorliegenden guten Straßenzu-standes höher lag als für die Lützner Straße inLeipzig mit einem sehr schlechten Belag. Diesunterstützt die von einigen Autoren geäußerte

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Kritik an der bisher als wichtiger Parameter ver-wendeten Staubbeladung im PM10-Emissions-modell.

11. PM10 und zum Teil PM2.5- bzw. PM1-Emissions-faktoren liegen mittlerweile in einem größerenUmfang vor, als dies im Jahr 2001 der Fall ge-wesen ist. Mittlerweile sind auch Emissionsfak-toren für Autobahnen bekannt, die eine Anpas-sung des Modells an solche Straßen erlauben(siehe Kapitel 4 und 5 sowie Abschnitt 6.3).

6.3 Fazit aus den vorliegenden Messdaten an Autobahnen

Aus den in Kapitel 4 und 5 durchgeführten Daten-analysen können folgende wesentliche Aspekte fürein PM10-Emissionsmodell extrahiert werden:

· Der größte Einfluss auf den PM10-Emissionsfak-tor stellt für die beprobten Außerortsstraßen derAnteil des Schwerverkehrs dar. Im Mittel dervorliegenden Daten in Tabelle 5.7 für die Qua-litätsklassen A und B emittieren Lkw ca. 11-malmehr PM10 als leichte Fahrzeuge, an der B 10etwa 19-mal so viel. Allerdings scheinen an derB 10 bei stundenfeiner Auflösung die Emissi-onsfaktoren im Bereich niedriger Lkw-Anteilenicht mehr linear abzunehmen bzw. bei sehrhohen Lkw-Anteilen nicht mehr linear zuzuneh-men.

· Neben den Auspuffemissionen sind Abriebe(Reifen, Bremsen, Fahrbahn) und die Resuspen-sion von Straßenstaub nachweisbar. Die nichtauspuffbedingten PM10-Emissionen haben z. B.an der B 10 an trockenen Werktagen einen An-teil von ca. 50 %. Davon sind Bremsabriebe zuvernachlässigen, Reifenabriebe liefern an die-sen Tagen einen Beitrag von ca. 20 %.

· Anhand der vorliegenden Daten mit Qualitäts-klasse A und B (siehe Tabelle 5.7) konnte fürLkw kein statistisch abgesicherter Unterschiedzwischen den Emissionen in Tunneln und im of-fenen Gelände festgestellt werden. Es deutetsich allerdings an, dass die nicht auspuffbe-dingten PM10-Emissionsfaktoren für Pkw imTunnel deutlich niedriger liegen als an freierStrecke.

· Die Mittelwerte über alle nach Fahrzeugartenund nach freier Strecke sowie nach Tunnel dif-ferenzierten Emissionsfaktoren der Qualitäts-klassen A und B betragen

28 mg/(km · Pkw) für frei Strecke bzw. 10mg/(km · Pkw) für Tunnel sowie

159 mg/(km · Lkw) für freie Strecke bzw. 217mg/(km · Lkw) für Tunnel.

· Der Einfluss von Regen auf die PM10- Emis-sionsfaktoren ist weiterhin nicht eindeutig ge-klärt. An der B 10 in Karlsruhe konnten an nas-sen Werktagen Emissionsreduzierungen von ca.40 % gegenüber trockenen Werktagen beob-achtet werden, an Regensonntagen allerdingsnicht. GEHRIG et al. (2003) fanden an Autobah-nen keine signifikanten Emissionsunterschiedezwischen trockenen und nassen Tagen.

· Die vorliegenden Daten reichen nicht aus, umeine signifikante und statistisch abgesicherteAbhängigkeit der nicht auspuffbedingten PM10-Emissionsfaktoren von den Fahrzeuggeschwin-digkeiten abzuleiten.

· Die Auspuffemissionsfaktoren aus dem HBEFA2.1 sind an der B 10 vergleichbar mit den ausden Inhaltsstoffanalysen abgeleiteten.

6.4 Empfehlung für ein aktualisiertesPM10-Emissionsmodell

Das bisherige PM10-Modell (siehe Abschnitt 6.1)weist deutliche Schwächen auf. Die größte ist diedort verwendete Staubbeladung der Straße als we-sentlicher Parameter, der zumindest für befestigteStraßen unter mitteleuropäischen Verhältnissennicht als primäre Einflussgröße angesehen werdenkann (siehe z. B. LOHMEYER, 2001; FITZ, 2001;LOHMEYER, 2003c). Auch ist die für die Anwen-dung des mEPA-Modells eigentlich notwendigeBestimmung der Staubbeladung für die zu be-trachtende Straße (Absaugung des Straßenstau-bes von Straßenflächen festgelegter Größe, Sie-bung auf Korngröße von PM75 bzw. PM10 sowieAuswiegung der Masse) nicht praktikabel. (An derB-10-Messstelle z. B. war sie nicht genehmigt wor-den). Die Streuung der realen Messwerte um bisherverwendete Standardwerte ist dagegen groß, wiebisher vorliegende Messungen an Innerortsstraßengezeigt haben. Es wird deshalb vorgeschlagen,nicht das modifizierte EPA-Modell zu verbessern,sondern im Sinne einer notwendigen schnellen undpragmatischen Zwischenlösung einen Ansatz zuwählen, der kompatibel mit den Verkehrssituatio-nen im Handbuch für Emissionsfaktoren ist und andie Vorgehensweise der Schweizer Arbeitsgruppen

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anknüpft. Diese Vorgehensweise stellt keingrundsätzlich neues und physikalisch fundiertesModell dar. Diese längerfristige Lösung ist nach wievor anzustreben.

Es wird im Folgenden für die Berechnung derPM10-Emissionen einer Straße davon ausgegan-gen, dass sie sich für das zu betrachtende Be-zugsjahr (Bzj) zusammensetzen aus den Emissio-nen aus dem Auspuff, den direkten Emissionen(also ohne vorherige Deposition auf der Straße) ausAbrieben (Reifen, Bremsen und Straßenbelag) undeinem Beitrag infolge der Wiederaufwirbelung (Re-suspension) von Straßenstaub, also

Dabei werden (Bzj), die Emissionen aus demAuspuff, entnommen aus dem Handbuch für Emis-sionsfaktoren des Umweltbundesamtes (HBEFA).Für Abriebe und Aufwirbelung wird angesetzt, dassdiese vom Bezugsjahr unabhängig sind, also

und

Der Beitrag der Wiederaufwirbelung wird gebildetaus dem prinzipiell zur Verfügung stehendenStraßenstaub (= Emissionspotenzial ePot). Dieserbesteht aus deponierten Abrieben (ggf. auch ausgröberen Partikeln durch mechanische und/oderchemische Einflüsse gebildet) und von außen aufdie Straße eingetragenen Partikeln also

Um dieses Staubpotenzial als PM10 aufzuwirbeln,bedarf es kinetischer Energie durch die fahrzeuger-zeugte Turbulenz (beschrieben durch eine FunktionFkin). Der Straßenzustand (FZustand) und die Feuch-te der Straßenoberfläche (FRegen) können ebenfallsdiesen Term beeinflussen.

Messtechnisch wird es sehr schwierig sein, direkteund indirekte (wieder aufgewirbelte) Abriebsbeiträ-ge zu separieren. Auch werden insbesondere fürReifenabrieb und Straßenabrieb ähnliche Abhän-gigkeiten bei direkter und indirekter Emission vor-liegen. Aus diesen Gründen wird keine Entkopp-lung von direkten und indirekten Abriebsemissio-nen angesetzt.

Somit ergibt sich folgende Gleichung für die nichtauspuffbedingten PM10-Emissionen:

Die Emissionsfaktoren für die Reifen- und Brems-abriebe könnten differenziert nach den verschie-denen Fahrzeugklassen und Verkehrssituationen(ableitbar über die Fahrzeuggeschwindigkeit) z. B.der CORINAIR-Emissionsfaktordatenbank (CORI-NAIR, 2003) oder RAINS (LÜKEWILLE et al., 2002)entnommen werden. Emissionsfaktoren fürStraßenabriebe sind in CORINAIR nicht enthaltenund die aus der RAINS-Datenbank sind nach Aussage der Autoren zu unsicher. Aus diesemGrund wird vorgeschlagen, die Abriebe mit dennicht abriebsbedingten Anteilen (eRest) zusam-menzufassen und mittels Anpassung an Mess-daten festzulegen. Hierzu bietet sich die von GEH-RIG et al. (2003) vorgeschlagene Vorgehenswei-se an, nach Verkehrssituationen klassifizierteEmissionsfaktoren getrennt nach Pkw und Lkw(ähnlich dem Vorgehen wie bei der Berechnungder Auspuffemissionen mittels Handbuch fürEmissionsfaktoren) zu verwenden. Dieses Vorge-hen wird im Folgenden „Emissionsfaktorenansatz’’genannt.

Als Regenkorrektur wäre der Ansatz der US-EPAmöglich. Die vorliegenden Untersuchungen ausEuropa für befestigte Straßen zeigen allerdingszum Teil widersprechende Abhängigkeiten von derRegenmenge auf. Die örtlichen Regenhäufigkeiten(in Bezug auf Tagesniederschlagssummen größer0.1 mm) variieren meist nur gering um einen Wertvon 0.5 in Gebieten, in denen relevanter Fahrzeug-verkehr zu verzeichnen ist. Außerdem ist in denEmissionsfaktoren der Tabelle 5.7, welche der Ableitung der Emissionsfaktoren zugrunde ge-legt werden, der jeweilige Regeneinfluss be-reits beinhaltet. Deshalb wird vorgeschlagen, aufeinen separaten Regenkorrekturfaktor zu verzich-ten.

Bzgl. der Abhängigkeit des kinetischen Kopplungs-gliedes von der Fahrzeuggeschwindigkeit liegenwenig Informationen vor. Das VLUFT-Modell gehtvon einer quadratischen Geschwindigkeitsabhän-gigkeit aus, das SMHI-Modell von einer quadrati-schen (Pkw) und quadradwurzelabhängigen (Lkw).Die TRAKER-Messungen zeigten eine von derFahrzeuggeschwindigkeit lineare Abhängigkeit desEmissionsfaktors bei konstantem Emissionspoten-zial, allerdings niedrigere Emissionspotenziale aufHochgeschwindigkeitsstraßen, sodass sich beideAbhängigkeiten konträr beeinflussen. Die im Ent-wurf von CORINAIR beinhalteten Reifen- und

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Bremsabriebsemissionen sind abhängig von derFahrzeuggeschwindigkeit, die Emissionsfaktorenvon z. B. GEHRIG et al. (2003) durch ihre Differen-zierung in Verkehrssituationen ebenfalls. Aus die-sem Grund wird vorgeschlagen, auf eine zusätzli-che Abhängigkeit von der Fahrzeuggeschwindig-keit zu verzichten, wenn der Ansatz von verkehrs-situationsabhängigen Emissionsfaktoren angesetztwird.

Die Straßenzustandskorrektur könnte sich an dervermuteten Abhängigkeit vom Straßenzustandspa-rameter nach LOHMEYER (2003a) orientieren. Die-ser kann kontinuierlich Werte zwischen 1.5 und 5durchlaufen. In Ermangelung von konkreten mess-technisch erfassten Abhängigkeiten zwischenStraßenzustand und nicht auspuffbedingten Emis-sionen kann derzeit keine Korrektur-Funktion ange-setzt werden. Es wird vorgeschlagen, dass in An-lehnung an das derzeitig eingesetzte modifizierteEPA-Modell für Straßen im guten Zustand ein Wert1, für Straßen im schlechten Zustand ein Wert von 3.6 verwendet wird. Hier ist dringender Forschungsbedarf gegeben. Es wird also ange-setzt:

Fkin = 1

FZustand = 1 für Straßen im guten (Standardan-wendung) und 3.6 im schlechten Zu-stand.

Für die Festlegung der Emissionsfaktoren für die Summe aus Reifen-, Brems-, Straßen- undKupplungsabrieb sowie Wiederaufwirbelung voneingetragenem Straßenstaub können folgende wesentliche Ergebnisse aus den vorange-gangenen Untersuchungen berücksichtigt wer-den:

· Anhand der vorliegenden Naturdaten (Tabelle5.7) mit den Qualitätsklassen A und B konntekein abgesicherter Unterschied zwischen denLkw-Emissionen in Tunneln und im offenenGelände festgestellt werden. Die Streubrei-ten der Emissionsfaktoren sind zu groß. Dienicht auspuffbedingten Pkw-Emissionsfak-toren in Tunneln liegen im Mittel deutlich nie-driger als die Emissionsfaktoren an freierStrecke.

· Die vorliegenden Daten reichen nicht aus, umeine signifikante und statistisch abgesicherteAbhängigkeit der nicht auspuffbedingten PM10-Emissionsfaktoren von der Fahrzeuggeschwin-

digkeit abzuleiten. Auch existiert derzeit nochkein praktikabler und validierter Modellansatzzur Berücksichtigung der Fzg.-Geschwindig-keit.

· Die Emissionsfaktoren werden für Pkw und Lkwaus den in Tabelle 5.7 aufgezeigten Werten derQualitätsklassen A und B bestimmt, wobei dieErgebnisse der B-10-Auswertung wegen derhöheren Qualität dieses Datensatzes mit dop-peltem Gewicht in die Mittelwertbildung einge-hen.

Es werden somit für die verschiedenen Verkehrssi-tuationen im MLuS für freie (nicht überdeckelteStrecken) folgende Werte vorgeschlagen:

Pkw inkl. LNF:für alle Außerorts- und Autobahnverkehrssituatio-nen und IO_HVS>50 (freie Strecke)22 mg/(km · Fzg),

Lkw:für alle Außerorts- und Autobahnverkehrssituatio-nen und IO_HVS>50 (freie Strecke)200 mg/(km · Fzg).

In Tunnelstrecken scheinen die Abriebs- und Aufwirbelungsemissionen infolge gleichmäßi-ger Fahrweise und verminderten Staubeintrags geringer zu sein. Für die Pkw-Emissionsfak-toren liegen diese im Mittel niedriger als an freierStrecke. Deshalb wird für Tunnelstrecken vorge-schlagen:

Pkw inkl. LNF:für alle Außerorts- und Autobahnverkehrssituatio-nen und IO_HVS>50 (Tunnel)10 mg/(km · Fzg),

Lkw:für alle Außerorts- und Autobahnverkehrssituatio-nen und IO_HVS>50 (Tunnel)200 mg/(km · Fzg).

6.5 Vergleich des Emissionsansatzesmit vorliegenden Naturdaten

Im Folgenden werden die mittels o. a. Ansatzes be-rechneten PM10-Emissionen und Immissionen mitden vorhandenen Messdaten verglichen.

Ein Vergleich der mittels Emissionsfaktorenansatznach Abschnitt 6.4 berechenbaren PM10-Gesamt-emissionsfaktoren mit den aus Messdaten abgelei-

63

teten der Qualitätsklassen A und B (Tabelle 5.7)zeigt Bild 6.1.

Hierbei ist gut zu erkennen, dass das bisher ver-wendete modifizierte EPA-Modell (Abschnitt 6.1)die verfügbaren Emissionsfaktoren für den Außer-ortsbereich z. T. deutlich mit dem Faktor 1.2 bis 4.4überschätzt, im Mittel über alle Stationen etwa mitdem Faktor 2.8.

Würde man die Partikelemissionen nur mit denAuspuffemissionen des HBEFA 2.1 beschreiben,so wäre eine Unterschätzung im Mittel von 50 % zuverzeichnen.

Mit dem vorgeschlagenen Emissionsfaktorenan-satz für Abrieb und Aufwirbelung plus den Auspuff-emissionsfaktoren des HBEFA werden deutlichrealistischere PM10-Emissionsfaktoren berechnet.Die Abweichung zu den Emissionsfaktoren, welcheaus Messdaten abgeleitet wurden, beträgt zwi-schen –30 % und +50 %, im Mittel +10 %. Diedeutlichen Abweichungen im Sinne einer Unter-schätzung betreffen die Untersuchung im TunnelTegel aus dem Jahr 1996. Deutliche Abweichungenim Sinne einer Überschätzung betreffen den Kai-sermühltunnel.

6.6 Vergleich von Messungen mitRechnungen nach MLuS

Mit dem geänderten PM10-Emissionsansatz ausAbschnitt 6.4 können die berechneten PM10-Im-missionen mit vorliegenden PM10-Messdaten ver-glichen werden. Neben den Werten aus der Tabelle5.7 wurden uns zusätzliche Verkehrs- und Immissi-onsdaten von der LfU Bayern für innerstädtische

Hauptverkehrsstraßen mit Fzg.-Geschwindigkeitenvon ca. 50 km/h (IO-HVS) zur Verfügung gestellt.Dies betrifft Daten der Stationen Pasing, Luise-Kie-selbach-Platz, Westendstraße, Effnerplatz, Theo-dor-Heuss-Straße und Residenzstraße. Davon wur-den die Straßen ohne Kreuzungseinfluss in die fol-gende Immissionsbetrachtung mit einbezogen. AlleEingangsdaten sind in der Tabelle 6.1 aufgeführt.

Die Rechenwerte des MLuS 02 überschätzen diePM10-Zusatzbelastung für die vorliegenden Mess-werte im Mittel um den Faktor 5 (Bild 6.2). Mit demEmissionsfaktorenansatz (im Folgenden MLuS 04genannt) reduzieren sich die Überschätzungen inder Zusatzbelastung im Mittel auf den Faktor 1.5. Es sei allerdings darauf hingewiesen, dass die PM10-Vorbelastungen und damit die als gemessene Zusatzbelastungen angegebenen

64

Bild 6.1: Vergleich der aus Immissionsmessungen ermitteltenPM10-Emissionsfaktoren mit den Auspuffemissions-faktoren, den Ergebnissen des modifizierten EPA-Mo-dells und dem vorgeschlagenen Emissionsfaktorenan-satz

Bild 6.2: Vergleich der mit MLuS berechneten PM10-Zusatzbe-lastungen (Jahresmittelwerte) im Vergleich zu Messda-ten

Bild 6.3: Vergleich der mit MLuS berechneten PM10-Gesamtbe-lastungen (Jahresmittelwerte) im Vergleich zu Mess-daten

Werte mit deutlich höheren Fehlern behaftet sind(da z. T. nicht vor Ort gemessen, wie z. B. in Zus-marshausen, Holzhausen oder Kenzingen) als diePM10-Gesamtbelastungen. In der Gesamtbelas-tung (Bild 6.3) beläuft sich die mittlere Abweichungzwischen MLuS 04 und den Messdaten auf denFaktor 1.1.

Für Zusmarshausen (Messstelle direkt am Fahr-bahnrand) werden die PM10-Zusatzbelastung umca. 50 % und die Gesamtbelastung um ca. 25 %unterschätzt. Die Ursache für diese Unterschät-zung ist unklar. Da die anderen Messwerte gut ge-troffen oder leicht überschätzt werden, drängt sichkeine Änderung der angesetzten nicht auspuffbe-dingten PM10-Emissionsfaktoren auf.

7 PM10-Überschreitungs-häufigkeiten

7.1 Allgemeines

Neben dem Grenzwert für das Jahresmittel ist inder 22. BImSchV auch ein 24-Stunden-Grenzwertfür Partikel (PM10) definiert, der nicht öfter als 35-mal im Jahr überschritten werden darf (entsprichteinem 90.4-Perzentilwert der Tagesmittelwerte).Zur Bestimmung der Überschreitungshäufigkeitwäre das optimale Vorgehen, für 1 Jahr Stunden-mittelwerte der PM10-Immissionen zu modellieren.

Hierzu ist es notwendig, Stundenmittelwerte derEmissionen, der Meteorologie (Windrichtung, Wind-geschwindigkeit, Stabilität der Atmosphäre) undder Vorbelastung innerhalb einer Ausbreitungsrech-nung zu korrelieren. Dies ist aufwändig, wäre abermit Episodenmodellen, z. B. dem Lagrange'schenAusbreitungsmodell LASAT, technisch realisierbar.Im Allgemeinen scheitert ein solches detailliertesVorgehen aber daran, dass Einzelwerte aufgrundder Vielfältigkeit der Einflussgrößen mit den Model-len nicht zuverlässig berechnet werden können(siehe z. B. CLAI et al., 1999).

Im MLuS 02 ist deshalb eine parametrisierte Funk-tion zur Bestimmung der o. g. Überschreitungs-häufigkeiten mittels Ableitung aus dem PM10-Jah-resmitelwert integriert. Diese Funktion basiert aufder Analyse der wenigen im Jahr 2001 verfügbarenMessdaten aus den Jahren 1994 bis 2000. In derZwischenzeit liegen durch die Umstellung der Landesmessnetze auf die PM10-Bestimmung um-fangreiche Messdaten vor. Diese sollten zur Ak-tualisierung der Parametrisierung verwendet wer-den.

7.2 Vorgehensweise

In einem Rundschreiben wurden alle Landesum-weltämter (LUA) und das Umweltbundesamt (UBA)gebeten, PM10-Messdaten aus ihren Landesmess-netzen zuzuarbeiten. Abgefragt wurden für alleStationen:

65

Tab. 6.1: Für den Vergleich mit MLuS verwendete Daten

StationJahr

DTV[Kfz/24h]

Lkw-Anteil

Belag Situation FS Regen AbstandWG[m/s]

PM10VB[µg/m3]

PM10-Mess-wert [µg/m3]

Anzahl PM10-TMW > 50µg/m3

B 10 Karlsruhe Süd

B 10 Karlsruhe Nord

A 8 Zusmarshausen

A 5 Holzhausen

A 5 Kenzingen

Lerchpfad

Lerchpfad

Lerchpfad

A 4 BASt

A 4 BASt

A 4 Jena

A 1 Birrhardt*

A 1 Humilikon*

Aathal

Pasing

Westendstraße

Theodor-Heuss-Straße

Residenzstraße

2003

2003

2002

2001

2001

2002

2001

2000

2002

2003

2003

2001

2001

2001

2002

2002

2002

2002

75 500

75 500

56 500

60 700

56 700

177 000

177 000

177 000

72 600

72 600

66 000

66 200

40 000

26 000

43 000

20 000

14 800

28 093

0.14

0.14

0.15

0.12

0.12

0.06

0.06

0.06

0.09

0.09

0.15

0.11

0.13

0.06

0.06

0.04

0.01

0.06

Asphalt

Asphalt

Beton

Asphalt

Asphalt

Asphalt

Asphalt

Asphalt

Asphalt

Asphalt

Asphalt

Beton

Asphalt

n. b.

Asphalt

Asphalt

Asphalt

Asphalt

BAB_100

BAB_100

BAB>120

BAB>120

BAB>120

BAB80

BAB80

BAB80

BAB>120

BAB>120

BAB100

BAB120

BAB100

HVS>50

IO, HVS

IO, HVS

IO, HVS

IO, HVS

8

8

4

4

4

8

8

8

4

4

4

4

4

2

4

2

2

2

50 %

50 %

49 %

42 %

42 %

48 %

48 %

48 %

50 %

50 %

50 %

50 %

50 %

50 %

50 %

50 %

45 %

45 %

7 m

7 m

3 m

12 m

12 m

10 m

10 m

10 m

13 m

13 m

35 m

20 m

20 m

5 m

5 m

6 m

5 m

15 m

1.6

1.6

2.5

2.1

2.8

3.1

3.1

3.1

2.4

2.4

1.5

2.5

2.5

2.5

1.2

1.2

1.6

1.6

21

21

23

18

18

31

26

24

15

16

23

14

18

15

25

25

23

23

28

28

46

25

24

40

35

32

18

21

28

18

21

22

34

29

25

28

28

20

125

36

24

91

60

n. b.

3

1

22

n. b.

n. b.

n. b.

50

29

19

24

(fett gesetzte Werte sind Schätzwerte, da Daten nicht vorlagen)* = Wind in Messdaten immer von Straße zur Messstelle; VB = Vorbelastung

Jahr, Jahresmittelwert, Anzahl von Überschreitun-gen 50 µg/m3 im Tagesmittel, Probenanzahl, Mess-verfahren, bei nicht gravimetrischem Messverfah-ren: verwendeter Korrekturfaktor zur Anpassung angravimetrisches Referenzverfahren.

Daten wurden geliefert aus Brandenburg, Schles-wig-Holstein, Mecklenburg-Vorpommern, Sach-sen, Thüringen, Saarland und vom Umweltbundes-amt. Daten aus NRW, Berlin, R.-Pfalz, Hessen, Niedersachsen und Baden-Württemberg wurdenentsprechend den Hinweisen aus den zuständigenLandesumweltämtern deren Immissionsjahresbe-richten entnommen.

Bei der Verwendung der gelieferten Daten ist Fol-gendes zu beachten:

· Datenvollständigkeit: Idealerweise sind für dieAuswertung der Daten vollständige Datenkol-lektive der Jahresdaten (also 365 Tagesmittel-werte) notwendig. Häufig war dies auch der Fall.In anderen Fällen haben die jeweiligen LUA dieDaten für die Überschreitungshäufigkeit selbstauf ein vollständiges Jahr hochgerechnet (z. B.LUA Brandenburg). War dies nicht der Fall,dann wurde bei Vorlage der Probenanzahl dieangegebene Überschreitungshäufigkeit mitdem Quotienten aus 365 und tatsächlicher Pro-benanzahl multipliziert (z. B. für die Daten ausBaden-Württemberg und aus Bayern). Fallskeine Angabe über das verfügbare Datenkollek-tiv gegeben war, wurden die Daten unverändertübernommen (z. B. Niedersachsen).

· Messverfahren: Die Messverfahren unterschei-den sich von Station zu Station und von Bun-desland zu Bundesland. Idealerweise werdendie PM10-Messungen mit dem gravimetrischenReferenzverfahren nach EN 123 41 durchge-führt. Häufig kommen allerdings auch kontinu-ierliche Messverfahren (z. B. Beta-Staubmeter,TEOM’s) zur Anwendung. Die zuständigen Messstellenbetreiber sind lt. 22. BImSchV (An-lage 5) verpflichtet, die kontinuierlichen Mes-sungen standortbezogen an das gravimetrischeReferenzverfahren anzupassen. Dies wird übersog. Korrekturfaktoren gemacht. Grundsätzlichwurde im Rahmen der hier vorgelegten Daten-auswertung keine Veranlassung gesehen, diegelieferten oder die aus den Immissionsjahres-berichten entnommenen Konzentrationswertezu verändern, da die LUA nach den uns vorlie-genden Informationen den Abgleich mit den Re-ferenzverfahren unter Verwendung von Korrek-

turfaktoren selbst durchgeführt haben. Für vieleStationen liegen aus den Stationsbeschreibun-gen oder aus den mitgelieferten Informationendie Angaben über die Messmethodiken und dieKorrekturfaktoren vor. Eine Einschätzung überdie Richtigkeit dieser Abgleiche innerhalb derLUA und damit über die Vergleichbarkeit derWerte konnte im Rahmen der vorliegenden Ar-beit nicht durchgeführt werden. Es fiel allerdingsauf, dass die Korrekturfaktoren von Bundeslandzu Bundesland zum Teil unterschiedlich waren.So korrigiert z. B. Niedersachsen seine mittelsFH62IN (Beta-Strahlenabsorption) erhobenenMesswerte mit einem Faktor von 1.33, Sachsen-Anhalt und Brandenburg mit 1.2 sowie Bayernmit 1.25. Das Umweltbundesamt und Meck-lenburg-Vorpommern korrigieren ihre Mess-werte nicht. Mittels TEOM (Tapered Element Oscillating Microbalance) gewonnene Mess-daten werden z. B. in Sachsen-Anhalt mittelseines Faktors von 1.25 und in Brandenburg mit1.12 auf das Referenzverfahren umgerechnet.

7.3 Ergebnisse Datenauswertung

In Bild 7.1 ist der Zusammenhang zwischen PM10-Überschreitungshäufigkeit von 50 µg/m3 und Jah-resmittelwert für alle verwendeten Daten abgebil-det. Das Datenkollektiv umfasst 914 Werte (Hinter-grundmessstellen, städtische Messstellen, indus-triebezogene Messstellen, verkehrsbezogene Mess-stellen) im Wesentlichen aus den Jahren 2000 bis2002 und wenige Daten aus 1999 und 2003. Wei-terhin sind die derzeitige Funktion zur Beschrei-bung der Überschreitungshäufigkeit aus MLuS 02und die Grenzwertlinie dargestellt.

Es ist Folgendes zu erkennen:

· Es gibt bundeslandspezifische Unterschiede,was die Absoluthöhe der gemessenen JM-Werte und Überschreitungshäufigkeiten anbe-trifft [möglicherweise spiegeln sich hier auchländerspezifische Unterschiede bei der Auswahlund Anzahl der Messstellen (z. B. Verkehrsmess-stellen) wider]. Diese werden in den Bildern 7.2bis 7.4 für ausgewählte Bundesländer aufge-zeigt. Die höchsten PM10-Jahresmittelwerteund Überschreitungshäufigkeiten sind in NRWund Bayern ausgewiesen. Die prozentual zumJahresmittelwert höchsten Überschreitungs-häufigkeiten wurden für Stationen in Nieder-sachsen angegeben.

66

· Die bisherige MLuS-02-Funktion stellt im We-sentlichen auch für die jetzt zur Verfügung ste-henden Daten den oberen Rand der Einhüllen-den dar (siehe Bild 7.1).

Die Messwerte an vier Stationen aus Nieder-sachsen aus dem Jahr 2002, einer aus Berlin2001 sowie einer aus Thüringen 2002 werdendurch diese Funktion im Bereich mit Über-schreitungen des 24h-Grenzwertes allerdingsunterschätzt.

· Der bundeslandbezogene jeweils niedrigstePM10-Jahresmittelwert, bei dem mehr als 35Überschreitungen von 50 µg/m3 im Tagesmit-tel beobachtet wurden, ist in Tabelle 7.1 aufge-führt.

Dieser Jahresmittelwert variiert zwischen 26µg/m3 und 36 µg/m3, liegt aber im Allgemeinenbei ca. 28 bis 30 µg/m3. Im Saarland und inSchleswig-Holstein wurden keine Grenzwert-überschreitungen ausgewiesen.

67

Bild 7.1: Anzahl der Tage mit mehr als 50 µgPM10/m3 im Tagesmittel in Abhängigkeit vom PM10-Jahresmittelwert für Stationen ausden Messnetzen der Länder und des UBA. Insgesamt 914 Messwerte

Es wurde für verschiedene Klassen von PM10-Jahresmittelwerten die Häufigkeit von Grenzwertü-berschreitungen bestimmt. In der Tabelle 7.2 sinddie daraus ableitbaren prozentualen Anteile vonÜberschreitungen des 24h-Grenzwertes in der je-weiligen Jahresmittelwert-Klasse aufgeführt.

Hierbei kann Folgendes festgestellt werden:

· Bei PM10-Jahresmittelwerten in der Klasse 24bis 28 µg/m3 liegt der Anteil an Messstationenmit Überschreitungen des 24h-Grenzwertesbeim vorliegenden Datenkollektiv bei ca. 2.5 %

(vier Werte Niedersachsen 2002, der Wert vonThüringen in Tabelle 7.1 beträgt 28.3 µg/m3).Eine Grenzwertüberschreitung bei diesen Jah-resmittelwerten ist somit prinzipiell möglich, je-doch eher unwahrscheinlich.

· Bei PM10-Jahresmittelwerten zwischen 28 und30 µg/m3 liegt der Anteil mit Überschreitungendes 24h-Grenzwertes beim vorliegenden Daten-kollektiv bei ca. 25 %. Es ist also eher eine Un-terschreitung festzustellen als eine Überschrei-tung.

68

Bild 7.2: PM10-Jahresmittelwerte und Anzahl von Überschrei-tungen von 50 µg/m3 im Tagesmittel für Niedersach-sen, NRW und Baden-Württemberg

Bild 7.3: PM10-Jahresmittelwerte und Anzahl von Überschrei-tungen von 50 µg/m3 im Tagesmittel für Berlin, Bayernund Sachsen

· Bei PM10-Jahresmittelwerten zwischen 30 und32 µg/m3 liegt der Anteil mit Überschreitungendes 24h-Grenzwertes beim vorliegenden Daten-kollektiv bei ca. 60 %. Die Wahrscheinlichkeit istsomit höher, dass eine Überschreitung des 24h-Wertes auftritt als eine Unterschreitung.

· Ab 35 µg/m3 PM10 im Jahresmittel werdenimmer mindestens 35 Tage mit mehr als 50µg/m3 ausgewiesen. Eine Grenzwertüberschrei-tung ist bei diesen Jahresmittelwerten unter Zu-grundelegung der verfügbaren Daten sicher.

7.4 Statistische Analyse der Daten

Zunächst wurde für das gesamte vorliegende Da-tenkollektiv ein „best fit’’ ermittelt. Dies ist in Bild7.5 dargestellt.

Die ermittelte Funktion lautet:

Anzahl der Tage mit mehr als 50 µg/m3 als Tages-mittelwert = – 6.5E-05 · PM10 (JM)4 + 0.00694 · PM10 (JM)3 –

0.15 · PM10 (JM)2 ++ 1.1064 · PM10 (JM) ; mit R2 = 0.91. (Gl.7.1)

69

Bild 7.4: PM10-Jahresmittelwerte und Anzahl von Überschrei-tungen von 50 µg/m3 im Tagesmittel für Thüringen,Sachsen-Anhalt und Rheinland Pfalz

Tab. 7.1: Aus den vorliegenden Messdaten abgeleitete niedrigs-te Jahresmittelwerte bei vorliegenden Überschreitun-gen des PM10-24h-Grenzwertes

Bundesland niedrigster JM-Wert mit

GW-Überschreitung[µg/m3]

Anzahl vonÜber-

schreitungen

Niedersachsen

Mecklenburg-Vorp.

Sachsen-Anhalt

Rheinland-Pfalz

Berlin

Thüringen

Saarland

Bayern

NRW

Schleswig-Holstein

Baden-Württemberg

Sachsen

Brandenburg

26

31

30

30

29

28

--

29

28

--

33

29

36

41

49

44

38

49

45

--

37

36

--

43

40

53

Tab. 7.2: Anteile der Messdaten mit Überschreitung von 50 µg/m3 im Tagesmittel an der Gesamtanzahl von Mess-werten für Klassen von PM10-Jahresmittelwerten

Jahresmittelwert-klasse

Anzahl Werte inKlasse/Anzahl mitmehr als 35 Über-

schreitungen

Prozentualer Anteil mit mehr

als 35 Über-schreitungen

20 bis 24 µg/m3 163/0 0

> 24 bis 28 µg/m3 162/4 2.5*

> 28 bis 30 µg/m3 56/14 25

> 30 bis 32 µg/m3 43/24 56

> 32 bis 35 µg/m3 51/44 86

> 35 bis 40 µg/m3 29/29 100

> 40 bis 60 mg/m3 13/13 100

(* alles Niedersachsen 2002)

Diese fit-Funktion ist aufgrund des großen Daten-kollektives relativ stabil. Sie ändert sich nicht rele-vant, wenn man z. B. die Messdaten aus Nieder-sachsen, welche die stärksten „Ausreißer’’ beinhal-ten, eliminiert.

Die vorliegenden Messdaten streuen um dieseFunktion. Die ermittelbare Standardabweichungaller vorliegenden Messdaten von dieser Funktionbeträgt 6.9. Addiert man die doppelte Standardab-weichung zur „best fit’’-Funktion, so wäre bei einernormalverteilten Streuung gewährleistet, dass nur2.5 % des Messdatenkollektives durch diese Funk-tion unterschätzt werden (siehe Kurve „bestfit-+2sigma (konst)’’ in Bild 7.5).

Allerdings ist die Streuung der Messdaten um die„best fit’’-Kurve nicht konstant über alle PM10-Jah-resmittelwerte, da Überschreitungen von 50 µg/m3

bei kleinen PM10-Jahresmittelwerten nur sehr sel-ten oder gar nicht beobachtet werden und somitdie Überschreitungshäufigkeit für kleine PM10-Jah-resmittelwerte gegen null geht. Im Gegensatz dazuwerden die Streuungen der beobachteten Über-schreitungshäufigkeiten zu größeren Jahresmittel-werten größer. Die anhand von statistischen Analy-sen ermittelten jahresmittelwertabhängigen Stan-dardabweichungen sind in Tabelle 7.3 aufgezeigt.

Die innerhalb der vorgegebenen PM10-Jahresmit-telwertklassen ermittelten Standardabweichungenliegen so z. B. für Jahresmittelwerte zwischen 15und 22 µg/m3 bei etwa 4, zwischen 22 und 26µg/m3 bei etwa 5 bis 6 und zwischen 26 und 35µg/m3 bei etwa 8 Überschreitungen. Fittet man an

70

Bild 7.5: Verfügbare Messdaten, „best fit’’, Funktion aus MLuS 02 und „best fit’’ plus Sicherheitszuschlag

Tab. 7.3: Standardabweichung der gemessenen Überschrei-tungshäufigkeiten von 50 µg/m3 im Tagesmittel vom,,best fit’’ (Gl. 7.1) in Abhängigkeit von PM10-Jahres-mittelwerten

PM10-Jahresmittelwertklasse[µg/m3]

Standardabweichung derÜberschreitungshäufigkeit

0 0

> 10 bis 15 2

> 15 bis 18 4

> 18 bis 20 4

> 20 bis 22 4

> 22 bis 24 5

> 24 bis 26 6

> 26 bis 28 8

> 28 bis 30 8

> 30 bis 32 9

> 32 bis 35 8

> 35 bis 40 10

> 40 bis 60 12

diesen Verlauf eine lineare Funktion und addiertdiese doppelt zum „best fit’’, so erhält man die inBild 7.5 dargestellte Kurve „bestfit+2sigma (JM-Wert abhängig)’’.

Die Streuung der Messdaten um die Modellfunkti-on unterliegt keiner Normalverteilung. Aus diesemGrund führt die Angabe eines von den o. a. Jah-resmittelwertklassen abhängigen 95-Perzentilwer-tes der Überschreitungen zu einer realistischerenFunktion, akzeptiert man als Kriterium eine Unter-schätzung von 5 % der Messdaten in den angege-benen Jahresmittelwertklassen. Diese Funktion istals ,,95Perz (JM-Wert abhängig)’’ ebenfalls in Bild7.5 dargestellt.

Alle abgeleiteten Funktionen führen im für die Be-urteilung wichtigen Bereich (PM10-Jahresmittelwertca. 25 bis 35 µg/m3) zu fast gleichen Ergebnissen.Für kleine Jahresmittelwerte liefert „bestfit+2sigma(konst)’’ unrealistisch zu hohe Werte. Für hohe Jah-resmittelwerte liefert „bestfit+2sigma (JM-Wert ab-hängig)’’ die größte Zahl von Überschreitungen undstellt dort eher die Einhüllende der vorliegendenMessdaten dar. Dahingegen werden mit „bestfit-+2sigma (konst)’’ und „95Perz (JM-Wert abhängig)’’fast identische Überschreitungen berechnet, dieeine geringe Anzahl von Unterschätzungen derMesswerte zulassen.

7.5 Vorschlag für das zukünftige Vorgehen in MLuS

Aus den im vorherigen Abschnitt aufgeführten Ana-lysen und Diskussionen wird folgendes Vorgehenim MLuS 04 vorgeschlagen:

1. Es sollte keine nach Bundesländern differenzier-te Vorgehensweise verwendet werden, weil diebundeslandpezifischen Unterschiede im relati-ven Verlauf nicht stark genug ausgeprägt sindund an den Landesgrenzen unschöne Sprung-stellen in den Berechnungen auftreten würden.

2. Es sollte der ,,best fit’’ plus Sicherheitszuschlagvon zwei Sigma (Jahresmittel-wertabhängig) zurUmrechnung von PM10-Jahresmittelwerten aufÜberschreitungshäufigkeiten verwendet wer-den. Die durchgeführten Testrechnungen habengezeigt, dass auf einen Sicherheitszuschlagnicht verzichtet werden kann. Dies liegt im We-sentlichen daran, dass zwar MLuS Sicherheitenenthalten soll, dass aber bei der Berechnungder PM10-Gesamtbelastung die mittlere Abwei-

chung von den Messwerten nur +10 % beträgt(siehe Abschnitt 6.6). Grund dafür ist auch, dassdie PM10-Zusatzbelastung an der Gesamtbe-lastung an Autobahnen und Außerortsstraßenselbst bei stark beeinflussten Messpunkten unter50 % liegt (siehe z. B. Tabelle 6.1). Die Kurve zurBeschreibung der Anzahl von Tagen mit mehr als50 µg/m3 im Tagesmittel lautet somit:

Anzahl der Tage mit mehr als 50 µg/m3 als Ta-gesmittelwert

= – 6.5E-05 · PM10 (JM)4 + 0.00694 · PM10 (JM)3

– 0.15 · PM10 (JM)2 ++ 1.1064 · PM10 (JM) + 2 · (0.23 · PM10 (JM))

Diese Kurve gilt zwischen 0 bis 50 µg PM10/m3

im Jahresmittel. Für Jahresmittel größer 50µg/m3 wird die Anzahl von Tagen mit mehr als50 µg/m3 als Tagesmittelwert auf 165 begrenzt.

3. Hinweise, dass bei den entsprechenden Jahres-mittelwerten abweichend von den berechnetenWerten mit Wahrscheinlichkeiten von x % (sieheTabelle 7.2) Grenzwertüberschreitungen mög-lich sind, werden nicht ins MLuS integriert, dadies erfahrungsgemäß von den Genehmigungs-behörden nicht akzeptiert wird und für die Bür-ger eher verwirrend ist.

Als Konsequenz für MLuS 04 ergäbe sich daraus,dass für einen berechneten PM10-Jahresmittelwertvon 27.2 µg/m3 nach diesem Vorschlag der Grenz-wert für das Jahr 2005 (35 Überschreitungen) mit36 gerade überschritten wird (bei der bisherigenFunktion lag dieser Schwellenwert bei 27 µg/m3).

In Bild 7.6 sind die mit MLuS 02 und mit den Vor-schlägen für die Behandlung von PM10 in MLuS 04(PM10-Emissionsberechnung wie in Abschnitt 6.4

71

Bild 7.6: Mit MLuS berechnete PM10-Überschreitungshäufig-keiten im Vergleich zu Naturdaten

und Überschreitungshäufigkeiten entsprechend,,bestfit+2Sigma’’ in Abschnitt 7.4 dargestellt) ge-wonnenen Ergebnisse aufgezeigt.

Es ist zu erkennen, dass deutlich realitätsnähereÜberschreitungshäufigkeiten mit dem neuen Be-rechnungsvorschlag (PM10-Emissionsmodellierungund Umrechnung von Jahresmittel in Überschrei-tungshäufigkeit) ermittelt werden als im derzeit ver-wendeten MLuS 02. Die für ein Screeningmodellwie MLuS notwendige Tendenz zur Überschätzungwird im Allgemeinen beibehalten (Ausnahme: A 8bei Zusmarshausen. Die Ursache für die Unter-schätzung konnte nicht gefunden werden. DieseMessstation stand allerdings von allen Messstatio-nen am dichtesten zum Fahrbahnrand und zeigteden höchsten PM10-Jahresmittelwert. Da nicht fürjeden Tag ein Tagesmittelwert verlag, rechnet dasBayerisches Landesamt für Umweltschutz die An-zahl von Tageswerten > 50 µg/m3 entsprechenddem Verhältnis von Anzahl der Messtage zu 365hoch. Der angegebene Wert ist deshalb mit größe-ren Unsicherheiten behaftet als die Überschrei-tungshäufigkeiten an anderen Messstationen. DieUnterschätzung ist deshalb u. E. akzeptabel.)

8 Grenzwert für CO-8-Stunden-Mittelwert

Ein Grenzwert für den CO-8-h-Mittelwert wirddurch die 22. BImSchV festgelegt, 10 mg/m3 imgleitenden 8-h-Mittelwert darf nicht überschrittenwerden. Im bisherigen MLuS-Verfahren ist keineFunktion für die Berechnung dieses Wertes enthal-ten. Deshalb soll eine Berechnungsmethodik zurBestimmung des 8-h-Mittelwertes von CO abgelei-tet werden.

8.1 Vorgehensweise

Wie bereits bei den PM10-Überschreitungshäufig-keiten wurden auch hier alle Landesumweltämterund das Umweltbundesamt nach entsprechendenMessdaten angefragt. Mehrere LUA und das UBAhaben Daten zugearbeitet. Zusätzlich wurde in derLiteratur nach entsprechenden Auswertungen re-cherchiert.

8.2 Ergebnisse

Die Datenauswertung zeigte, dass eine Überschrei-tung des Grenzwertes für den maximalen gleiten-

den 8-h-CO-Mittelwert an den Messstationen derLänder und des UBA auch an stark belastetenMessstationen in den letzten Jahren nicht mehrvorkommt. Ursache ist die stark rückläufige CO-Vorbelastung der letzten Jahre, die vorrangig durchdie Umstellung der Heizungen aus Haushalten, Ge-werbe und öffentlichen Gebäuden auf umwelt-freundlichere Brennstoffe bzw. modernere Anlagenbedingt ist. Auch die fahrzeugspezifischen CO-Emissionen sind durch die moderneren Katalysa-torsysteme rückläufig. Allerdings wird dieser Rück-gang im Allgemeinen durch die Verkehrszunahmekompensiert.

Beispiele für das Verhältnis von maximalen CO-8-h-Mittelwerten zu CO-Jahresmittel in der Bundes-republik zeigt Bild 8.1. Zusätzlich ist die Geradedes ,,best fits’’ eingezeichnet. Diese lautet:

Max. gleitender 8-h-CO-Mittelwert = 5.18 · CO-JM; mit R2 = 0.5.

Es zeigt sich eine sehr starke Streuung mit nur geringer Korrelation des CO-8-h-Mittel-wertes vom CO-Jahresmittelwert, welche eigent-lich keine gesicherte funktionale Abhängigkeit dar-stellt.

Da dieser Grenzwert aus den vorliegenden Mes-sungen heraus, wenn überhaupt, nur in den sel-tensten Fällen im Anwendungsbereich von MLuSüberschritten werden wird und der ,,best fit’’ be-reits durch eine Vielzahl von älteren (höheren) Messergebnissen Sicherheiten enthält, wird für die Anwendung im MLuS dennoch empfohlen, die Funktion des ,,best fits’’ zur Berechnung diesesWertes in MLuS zu integrieren.

72

Bild 8.1: Maximaler gleitender CO-8-h-Mittelwert und CO-Jah-resmittelwert für verschiedene Jahre und Bundes-länder

9 Zusammenfassung

Neuere Untersuchungen zur PM10-Emissions- undImmissionssituation an Außerortsstraßen deutetendarauf hin, dass das bisher angewendete modifi-zierte EPA-Modell für diesen Straßentyp in der Ten-denz zu hohe PM10-Emissionen berechnet. Vonden Autoren dieses Modells wurde bereits bei des-sen Formulierung auf die fehlende Validierung fürAußerortsstraßen bzw. Autobahnen hingewiesen,da zum damaligen Zeitpunkt keine entsprechendenMessdaten vorlagen.

Ein wesentliches Ziel des hier beschriebenen Vor-habens bestand deshalb in einer ersten Auswer-tung der Messdaten an der autobahnähnlichen B 10 bei Karlsruhe, in einer Systematisierung wei-terer zugänglicher PM10-Messergebnisse an Stra-ßen im Anwendungsbereich von MLuS und daraufaufbauend in einer Verbesserung des existierendenVerfahrens zur Berechnung verkehrsbedingterPM10-Emissionen im Sinne einer schnell verfügba-ren pragmatischen Zwischenlösung für dieseStraßen. Die Ableitung eines grundsätzlich neuenund umfassenden physikalischen Modells derPM10-Emissionsprozesse infolge Straßenverkehrskonnte und sollte im Rahmen dieses Projektes nichtgeleistet werden, ist aber nach wie vor anzustreben.

Die B 10 bei Karlsruhe ist an der Messstelle eine 8-streifige auf 100 km/h beschränkte autobahnähnli-che Bundesstraße mit einer mittleren Verkehrsbele-gung von etwa 75 500 Kfz/d und einem Schwer-verkehrsanteil von ca. 14 %.

Als Datengrundlage standen für beide Seiten derStraße tagesmittlere PM2.5 und PM10 (Gravimetrie)in 3 m und 6 m Messhöhe, kontinuierliche (1/2h-Mittelwerte) der PM10-Konzentrationen (Beta-Staubmeter), NOx-und CO-Konzentrationen sowiemeteorologische Informationen auf beiden Seitender Straße (Abstand 6 m bzw. 7 m), Inhaltsstoff-analysen von PM10 und PM2.5 für ausgewählteTage sowie detaillierte Verkehrsinformationen (Ver-kehrsstärken und Fahrzeuggeschwindigkeiten) zurVerfügung.

Für 38 Tage mit deutlichen Luv-Lee-Effekten liegenvollständige Datensätze (Verkehr, Konzentrationen,Inhaltsstoffanalysen, Meteorologie) vor. Davonwurden 24 Tage selektiert, an denen die meteoro-logischen und verkehrlichen Bedingungen weit ge-hend stabil und die Zusatzbelastungen für Partikel-größe PM2.5 und PM2.5-10 positiv waren. Davonentfallen 18 Tage auf einen Werktag (Montag bis

Freitag) sowie 6 Tage auf einen Sonntag. An 5Tagen (3 Werktage und 2 Sonntage) hatte es ge-regnet. Die täglichen Regenmengen lagen an die-sen Tagen über 1 mm.

Mittels der NOx-Tracermethode konnten PM10-Emissionsfaktoren abgeleitet werden. Diese betra-gen im Wochenmittel 81 mg/(km · Fzg), wobei antrockenen Werktagen 92 mg/(km · Fzg) und antrockenen Sonntagen 59 mg/(km · Fzg) ermitteltwurden. Der Vergleich zwischen Sonntag zu Werk-tag weist im Mittel auf eine fahrzeugspezifische Se-paration des PM10-Emissionsfaktors an der B 10 in65 mg/(km · Pkw) und 195 mg/(km · Lkw) hin. Ausder Regression der werktäglichen Emissionsfakto-ren in Abhängigkeit vom Lkw-Anteil können Pkw-Emissionsfaktoren von 23 mg/(Pkw · km) und Lkw-Emissionsfaktoren von 430 mg/(Lkw · km) abge-schätzt werden, also niedrigere Pkw- und höhereLkw-PM10-Emissionsfaktoren als aus dem Sonn-tags/Werktags-Vergleich ableitbar. Möglicherweiseliegt dieser scheinbare Widerspruch in einer Ab-hängigkeit der Emissionsfaktoren von der Ver-kehrsstärke insbesondere bei niedrigen und sehrhohen Lkw-Anteilen mit zu verkehrsärmeren Zeiten(z. B. sonntags) in der Tendenz höheren Pkw-Emis-sionsfaktoren begründet, vorausgesetzt, dass dieals Tracer verwendeten NOx-Emissionsfaktoren(Pkw/Lkw) des Handbuches für Emissionsfaktoren(HBEFA 2.1) die Realität richtig widerspiegeln. Wei-terführende Untersuchungen sollten sich mit die-sen Effekten auseinander setzen. Als gewichteterWochenmittelwert wird von 26 mg/(Pkw · km)sowie von 410 mg/(Lkw · km) ausgegangen.

Anhand der Auswertung der Inhaltsstoffanalysekonnte eine Abschätzung der Quellanteile vorge-nommen werden. Für trockene Werktage wurdefestgestellt, dass ca. 50 % der PM10-Emissionendurch Auspuffemissionen realisiert werden, ca. 20 % durch Reifenabrieb, weniger als 1 % durchBremsabriebe und ca. 30 % durch Straßenabriebesowie Wiederaufwirbelung von Schmutzeintrag.Für trockene Sonntage konnten ca. 25 bis 36 %auspuffbedingte Partikel, ca. 10 bis 12 % Reifen-abrieb, ebenfalls weniger als 1 % Bremsabriebsowie ca. 50 bis 65 % durch Straßenabriebe sowieWiederaufwirbelung von Schmutzeintrag abge-schätzt werden.

Es konnten aus den Messdaten inkl. In-haltsstoffanalysen Auspuffemissionsfaktoren von 17 mg/(Pkw · km) sowie 200 mg/(Lkw · km) abge-schätzt werden. Der Vergleich dieser abgeleiteten

73

Partikel-Auspuffemissionen mit den Werten ausdem Handbuch für Emissionsfaktoren (HBEFA 2.1)zeigte für die trockenen Tage eine Abweichung vonca. 5 % und für die trockenen Sonntage bei einge-schränkter Statistik von ca. 30 %. Für die Regen-tage liegt die Abweichung, ebenfalls bei stark ein-geschränkter Statistik, bei ca. ±50 %.

Für die drei analysierten Werktage mit Regen wurdeeine Reduktion des tagesmittleren Emissionsfak-tors von ca. 40 % gegenüber dem mittleren trocke-nen Werktag festgestellt. Für die zwei Sonntage mitRegen wurde keine Abnahme (eher eine geringeZunahme) gegenüber dem mittleren trockenenSonntag beobachtet. An allen Tagen lagen Nieder-schlagsmengen größer 1 mm vor. Die stundenfeineAuswertung der Emissionsfaktoren an Regentagenzeigt, dass während und kurz nach dem Regen diePM10-Emissionen deutlich (häufig auf ca. null)zurückgehen, danach aber auf ein deutlich höheresNiveau als im trockenen Mittel ansteigen. Die PM10-Emissionsminderung durch Regen ist somit starkvon der Länge des Regenereignisses und wahr-scheinlich von der Zeit abhängig, in der sich dieStraße in einem nassen Zustand befindet.

Bei den Landesumweltämtern, beim Umweltbun-desamt und in der Literatur wurde nach PM10-Mes-sungen an weiteren Außerortsstraßen recherchiert.Insgesamt konnten Informationen über 20 Mess-kampagnen zusammengestellt werden (Tabelle5.7), die auch einer Einschätzung hinsichtlich ihrerVerwendung zur Validierung des Emissionsmodellsunterzogen wurden.

Der größte Einfluss auf den PM10-Emissionsfaktorstellt für die beprobten Außerortsstraßen der Anteildes Schwerverkehrs dar. Im Mittel der vorliegendenDaten in Tabelle 5.7 mit Qualitätsklasse A und Bemittieren Lkw ca. 11-mal mehr PM10 als leichteFahrzeuge, an der B 10 an Werktagen etwa 19-malso viel. Allerdings scheinen an der B 10 bei stun-denfeiner Auflösung an Werktagen die Emissions-faktoren im Bereich niedriger Lkw-Anteile nichtmehr linear abzunehmen bzw. bei sehr hohen Lkw-Anteilen nicht mehr linear zuzunehmen.

Anhand der vorliegenden Daten mit QualitätsklasseA und B (siehe Tabelle 5.7) konnte für Lkw kein sta-tistisch abgesicherter Unterschied zwischen denEmissionen in Tunneln und im offenen Geländefestgestellt werden. Es deutet sich allerdings an,dass die nicht auspuffbedingten PM10-Emissions-faktoren für Pkw im Tunnel deutlich niedriger liegenals an freier Strecke.

Die Mittelwerte über alle nach Fahrzeugarten undnach freier Strecke sowie nach Tunnel differenzier-ten Emissionsfaktoren der Qualitätsklassen A undB betragen

28 mg/(km · Pkw) für frei Strecke bzw.10 mg/(km · Pkw) für Tunnel sowie

159 mg/(km · Lkw) für freie Streckebzw. 217 mg/(km · Lkw) für Tunnel.

Der Einfluss von Regen auf die PM10-Emissions-faktoren ist weiterhin nicht eindeutig geklärt. An derB 10 in Karlsruhe konnten an nassen WerktagenEmissionsreduzierungen von ca. 40 % gegenübertrockenen Werktagen beobachtet werden, an Re-gensonntagen allerdings nicht. GEHRIG et al.(2003) fanden an Autobahnen keine signifikantenEmissionsunterschiede zwischen trockenen undnassen Tagen.

Die vorliegenden Daten reichen nicht aus, um einesignifikante und statistisch abgesicherte Abhängig-keit der nicht auspuffbedingten PM10-Emissions-faktoren von den Fahrzeuggeschwindigkeiten ab-zuleiten.

Das bisherige in MLuS verwendete PM10-Emissi-onsmodell (mEPA) weist deutliche Schwächen auf.Die größte ist die dort verwendete Staubbeladungder Straße als wesentlicher Parameter, der zumin-dest für befestigte Straßen unter mitteleuropäi-schen Verhältnissen nicht als primäre Einflussgrößeangesehen werden kann (siehe z. B. LOHMEYER,2001; FITZ, 2001; LOHMEYER, 2003c). Auch ist diefür die Anwendung des mEPA-Modells eigentlichnotwendige Bestimmung der Staubbeladung fürdie zu betrachtende Straße nicht praktikabel. (Ander B-10-Messstelle z. B. war sie nicht genehmigtworden). Die Streuung der realen Messwerte umbisher verwendete Standardwerte ist dagegengroß, wie bisher vorliegende Messungen an Inner-ortsstraßen gezeigt haben. Es wird deshalb vorge-schlagen, nicht das modifizierte EPA-Modell zuverbessern, sondern im Sinne einer notwendigenschnellen und pragmatischen Zwischenlösungeinen Ansatz zu wählen, der kompatibel mit denVerkehrssituationen im Handbuch für Emissions-faktoren ist und an die Vorgehensweise derSchweizer Arbeitsgruppen anknüpft. Diese Vorge-hensweise stellt kein grundsätzlich neues und phy-sikalisch fundiertes Modell dar. Diese längerfristigeLösung ist nach wie vor anzustreben.

Es wird im Folgenden für die Berechnung derPM10-Emissionsfaktoren einer Straße davon aus-

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gegangen, dass sie sich für das zu betrachtendeBezugsjahr (Bzj) zusammensetzen aus den Emis-sionen aus dem Auspuff, den direkten Emissionen(also ohne vorherige Deposition auf der Straße) ausAbrieben (Reifen, Bremsen und Straßenbelag) undeinem Beitrag infolge der Wiederaufwirbelung (Re-suspension) von Straßenstaub, also

Dabei werden (Bzj) die Emissionsfaktorenaus dem Auspuff, entnommen aus dem Handbuchfür Emissionsfaktoren des Umweltbundesamtes(HBEFA). Für Abriebe und Aufwirbelung wird ange-setzt, dass diese vom Bezugsjahr unabhängig sind,also

und

Der Beitrag der Wiederaufwirbelung wird gebildetaus dem prinzipiell zur Verfügung stehendenStraßenstaub (= Emissionspotenzial ePot). Dieserbesteht aus deponierten Abrieben (ggf. auch ausgröberen Partikeln durch mechanische und/oderchemische Einflüsse gebildet) und von außen aufdie Straße eingetragenen Partikeln, also

Um dieses Staubpotenzial als PM10 aufzuwirbeln,bedarf es kinetischer Energie durch die fahrzeuger-zeugte Turbulenz. Der Straßenzustand und dieFeuchte der Straßenoberfläche können ebenfallsdiesen Term beeinflussen.

Messtechnisch wird es sehr schwierig sein, direkteund indirekte (wieder aufgewirbelte) Abriebsbeiträ-ge zu separieren. Auch werden insbesondere fürReifenabrieb und Straßenabrieb ähnliche Abhän-gigkeiten bei direkter und indirekter Emission vor-liegen. Aus diesen Gründen wird keine Entkopp-lung von direkten und indirekten Abriebsemissio-nen angesetzt.

Somit ergibt sich folgende Gleichung für die nichtauspuffbedingten PM10-Emissionen:

Die Emissionsfaktoren für die Reifen- und Brems-abriebe könnten differenziert nach den verschiede-nen Fahrzeugklassen europäischen Emissionsda-tenbanken, wie z. B. der CORINAIR-Emissionsfak-

tordatenbank (CORINAIR, 2003) oder RAINS(LÜKEWILLE et al., 2002), entnommen werden.Diese Emissionsfaktoren weichen z. T. stark von-einander ab bzw. werden von den Autoren z. B. fürden Straßenabrieb als sehr unsicher bewertet. Ausdiesem Grund wird vorgeschlagen, die o. g. Abrie-be mit den sonstigen nicht auspuffbedingten Antei-len (eRest) zusammenzufassen und mittels Anpas-sung an Messdaten festzulegen. Hierzu bietet sichdie von GEHRIG et al. (2003) vorgeschlagene Vor-gehensweise an, nach Verkehrssituationen klassifi-zierte Emissionsfaktoren getrennt nach Pkw undLkw (ähnlich dem Vorgehen wie bei der Berech-nung der Auspuffemissionen mittels Handbuch fürEmissionsfaktoren) zu verwenden. Dieses Vorge-hen wird im Folgenden ,,Emissionsfaktorenansatz’’genannt.

Als Regenkorrektur wäre der Ansatz der US-EPAmöglich. Die vorliegenden Untersuchungen ausEuropa für befestigte Straßen zeigen allerdingszum Teil widersprechende Abhängigkeiten von derRegenmenge auf. Die örtlichen Regenhäufigkeiten(in Bezug auf Tagesniederschlagssummen größer0.1 mm) variieren meist nur gering um einen Wertvon 0.5 in Gebieten, in denen relevanter Fahrzeug-verkehr zu verzeichnen ist. Außerdem ist in denEmissionsfaktoren, welche der Ableitung der Emis-sionsfaktoren zugrunde legt wurden, der jeweiligeRegeneinfluss bereits beinhaltet. Deshalb wird vor-geschlagen, auf einen separaten Regenkorrektur-faktor zu verzichten.

Bzgl. der Abhängigkeit des kinetischen Kopplungs-gliedes von der Fahrzeuggeschwindigkeit liegenwenig Informationen vor. Das VLUFT-Modell gehtvon einer quadratischen Geschwindigkeitsabhän-gigkeit aus, das SMHI-Modell von einer quadrati-schen (Pkw) und quadradwurzelabhängigen (Lkw).Die TRAKER-Messungen zeigten eine von der Fahr-zeuggeschwindigkeit lineare Abhängigkeit desEmissionsfaktors bei konstantem Emissionspotenzi-al, allerdings niedrigere Emissionspotenziale aufHochgeschwindigkeitsstraßen, sodass sich beideAbhängigkeiten konträr beeinflussen. Die im Entwurfvon CORINAIR beinhalteten Reifen- und Brems-abriebsemissionen sind abhängig von der Fahr-zeuggeschwindigkeit, die Emissionsfaktoren von z.B. GEHRIG et al. (2003) durch ihre Differenzierung inVerkehrssituationen ebenfalls. Aus diesem Grundwird vorerst vorgeschlagen, auf eine zusätzliche Ab-hängigkeit von der Fahrzeuggeschwindigkeit zu ver-zichten und den Ansatz von verkehrssituationsab-hängigen Emissionsfaktoren anzuwenden.

75

Die Straßenzustandskorrektur könnte sich an dervermuteten Abhängigkeit vom Straßenzustandspa-rameter nach LOHMEYER (2003a) orientieren. Die-ser kann kontinuierlich Werte zwischen 1.5 und 5durchlaufen. In Ermangelung von konkreten mess-technisch erfassten Abhängigkeiten zwischenStraßenzustand und nicht auspuffbedingten Emis-sionen kann derzeit keine Korrektur-Funktion ange-setzt werden. Es wird vorgeschlagen, dass in An-lehnung an das derzeitig eingesetzte modifizierteEPA-Modell für Straßen im guten Zustand ein Wert1, für Straßen im schlechten Zustand ein Wert von3.6 verwendet wird. Hier ist dringender For-schungsbedarf gegeben. Somit ergeben sich fürdie beiden verbliebenen Faktoren

Fkin = 1

FZustand = 1 für Straßen im guten (Standardan-wendung) und 3.6 im schlechten Zu-stand.

Hinweis: Ein schlechter Fahrbahnzustand liegt beiüberwiegend sehr rissigen oder löchrigen Fahr-bahnoberflächen verbunden mit unbefestigtenoder sehr verschmutzten Nebenanlagen (Gehwe-ge, Bankette, Randstreifen etc.) vor.

Für die Festlegung der Emissionsfaktoren für dieSumme aus Reifen-, Brems-, Straßen- und Kupp-lungsabrieb sowie Wiederaufwirbelung von einge-tragenem Straßenstaub können folgende wesentli-che Ergebnisse aus den vorangegangenen Unter-suchungen berücksichtigt werden:

· Anhand der vorliegenden Naturdaten (Tabelle5.7) mit den Qualitätsklassen A und B konntekein abgesicherter Unterschied zwischen denLkw-Emissionen in Tunneln und im offenenGelände festgestellt werden. Die Streubreitender Emissionsfaktoren sind zu groß. Die nichtauspuffbedingten Pkw-Emissionsfaktoren inTunneln liegen im Mittel deutlich niedriger alsdie Emissionsfaktoren an freier Strecke.

· Die vorliegenden Daten reichen nicht aus, umeine signifikante und statistisch abgesicherteAbhängigkeit der nicht auspuffbedingten PM10-Emissionsfaktoren von der Fahrzeuggeschwin-digkeit abzuleiten. Auch existiert derzeit nochkein praktikabler und validierter Modellansatzzur Berücksichtigung der Fzg.-Geschwindig-keit.

· Die Emissionsfaktoren werden für Pkw und Lkwaus den in Tabelle 5.7 aufgezeigten Werten der

Qualitätsklassen A und B bestimmt, wobei dieErgebnisse der B-10-Auswertung wegen derhöheren Qualität dieses Datensatzes mit dop-peltem Gewicht in die Mittelwertbildung einge-hen.

Es werden somit für die verschiedenen Verkehrssi-tuationen im MLuS für freie (nicht überdeckelteStrecken) folgende Werte vorgeschlagen:

Pkw inkl. LNF:für alle Außerorts- und Autobahnverkehrssituatio-nen und IO_HVS>50 (freie Strecke)22 mg/(km · Fzg),

Lkw:für alle Außerorts- und Autobahnverkehrssituatio-nen und IO_HVS>50 (freie Strecke)200 mg/(km · Fzg).

In Tunnelstrecken scheinen die Abriebs- und Auf-wirbelungsemissionen infolge gleichmäßiger Fahr-weise und vermindernten Staubeintrags geringerzu sein. Für die Pkw-Emissionsfaktoren liegendiese im Mittel niedriger als an freier Strecke. Fürdie vorliegenden Lkw konnten für Tunnelstreckenkeine abgesicherten niedrigeren Emissionsfaktorenfestgestellt werden. Dies ist im Rahmen weiter-führender Untersuchungen zu beobachten. Des-halb wird für Tunnelstrecken vorgeschlagen:

Pkw inkl. LNF:für alle Außerorts- und Autobahnverkehrssituatio-nen und IO_HVS>50 (Tunnel)10 mg/(km · Fzg),

Lkw:für alle Außerorts- und Autobahnverkehrssituatio-nen und IO_HVS>50 (Tunnel)200 mg/(km · Fzg).

Mit dem vorgeschlagenen Emissionsfaktorenan-satz werden deutlich realistischere PM10-Emissi-onsfaktoren berechnet. Die Abweichung zu denEmissionsfaktoren, welche aus Messdaten abge-leitet wurden, beträgt zwischen –30 % und +50 %,im Mittel +10 %. Die deutlichen Abweichungen imSinne einer Unterschätzung betreffen die Untersu-chung im Tunnel Tegel aus dem Jahr 1996. Deutli-che Abweichung im Sinne einer Überschätzung be-treffen den Kaisermühltunnel.

Mit diesem Ansatz werden mittels MLuS 04 auchdeutlich niedrigere PM10-Belastungen berechnetals im derzeit angewendeten MLuS 02. Das Ver-hältnis Rechenwert zu Messwert der PM10-Ge-samtbelastungen reduziert sich für den Jahresmit-

76

telwert im Mittel vom Faktor 2 auf 1.1, in der Zu-satzbelastung vom Faktor 5 auf den Faktor 1.5.

Auf folgende Einschränkungen des Anwendungs-bereiches der vorgeschlagenen Emissionsfaktorensei verwiesen:

· Die Anwendung der Emissionsfaktoren ist fürdie Bestimmung der PM10-Emissionsverhältnis-se (im Monats- bzw. Jahresmittel) geeignet.Deren Verwendung für zeitlich hochaufgelösteEpisoden scheint dagegen ungeeignet, da z. B.die Auswertungen zur B 10 aufgezeigt haben,dass in kleinen Zeiträumen, wie z. B. bei Stun-denmittelwerten, noch andere Einflussgrößen(z. B. Verkehrsstärke, Fahrzeuggeschwindigkei-ten, Regenmenge, Windgeschwindigkeit) rele-vant sein könnten, die bisher im Emissionsmo-dell explizit nicht berücksichtigt werden konn-ten.

· Für kleine Verkehrsstärken (DTV < 14 000 Kfz/d)liegt kein Vergleich Immissionsmessung zu -be-rechnung bzw. abgeleitete PM10-Emissionsfak-toren für Außerortsstraßen vor. Die vorgeschla-genen Emissionsfaktoren sind dort nicht verifi-ziert. Die Beschränkung auf DTV > 5 000 Kfz/dim MLuS sollte jedoch deswegen nicht verän-dert werden. Die Ergebnisse sind dort jedochunsicherer.

· Für Lkw-Anteile größer 70 % liegen keine Ver-gleichsdaten vor. Die vorgeschlagenen Emissi-onsfaktoren sind dort ebenfalls nicht verifiziert.

· Die Ableitung der Emissionsfaktoren für Tunnelerfolgt für Tunnel mit Tunnellängen zwischen450 und 6 400 m. Für kürzere Tunnel liegenkeine Daten vor. Zumal wächst bei kürzerenTunneln die Wahrscheinlichkeit, dass Schmutz-eintrag wie an freien Strecken erfolgt und die inTunneln allgemein übliche vorsichtige und ge-schwindigkeitsbegrenzte Fahrweise aufgeho-ben ist. Deshalb wird empfohlen, für über-deckelte Strecken kleiner 450 m die Emissions-faktoren für freie Strecken zu verwenden.

Aus den bzgl. der Abhängigkeit der Überschrei-tungshäufigkeit von 50 µg PM10/m3 als Tagesmit-telwert vom PM10-Jahresmittelwert durchgeführtenAnalysen wird folgendes Vorgehen im MLuS 04vorgeschlagen:

· Es sollte keine nach Bundesländern differen-zierte Vorgehensweise verwendet werden, weildie bundeslandpezifischen Unterschiede im re-

lativen Verlauf nicht stark genug ausgeprägtsind und an den Landesgrenzen unschöneSprungstellen in den Berechnungen auftretenwürden.

· Es sollte der „best Fit plus Sicherheitszuschlagvon zwei Sigma (jahresmittelwertabhängig)“ zurUmrechnung von PM10-Jahresmittelwerten aufÜberschreitungshäufigkeiten verwendet wer-den. Die durchgeführten Testrechnungen habengezeigt, dass auf einen Sicherheitszuschlagnicht verzichtet werden kann. Dies liegt im We-sentlichen daran, dass zwar MLuS Sicherheitenenthalten soll, dass aber bei der Berechnungder PM10-Gesamtbelastung die mittlere Abwei-chung von den Messungen nur +10 % beträgt.Grund dafür ist auch, dass die PM10-Zusatzbe-lastung an der Gesamtbelastung an Autobah-nen und Außerortsstraßen selbst bei stark be-einflussten Messpunkten bei kleiner 50 % lie-gen wird und somit die Sicherheiten des Aus-breitungsmodells für die Gesamtbelastungdeutlich verringert sind. Die Kurve zur Beschrei-bung der Anzahl von Tagen mit mehr als 50µg/m3 im Tagesmittel lautet somit:

Anzahl der Tage mit mehr als 50 µg/m3 als Tagesmittelwert = – 6.5E-05 · PM10 (JM) 4 + 0.00694 · PM10 (JM)

3 – 0.15 · PM10 (JM) 2 + 1.1064 · PM10 (JM) + 2 · [0.23 · PM10 (JM)]

Diese Kurve gilt zwischen 0 bis 50 µg PM10/m3

im Jahresmittel. Für Jahresmittel größer 50µg/m3 wird die Anzahl von Tagen mit mehr als50 µg/m3 als Tagesmittelwert auf 165 begrenzt.

· Hinweise, dass bei den entsprechenden Jahres-mittelwerten abweichend von den berechnetenWerten mit Wahrscheinlichkeiten von x % (sieheTabelle 7.2) Grenzwertüberschreitungen mög-lich sind, werden nicht ins MLuS integriert.

Als Konsequenz für MLuS 04 ergäbe sich daraus,dass für einen berechneten PM10-Jahresmittelwertvon 27 µg/m3 nach diesem Vorschlag der Grenz-wert für das Jahr 2005 (35 Überschreitungen) mit36 ebenfalls wie im MLuS 02 gerade überschrittenwird, der Verlauf der neuen Kurve ist allerdings fla-cher.

Das Verhältnis des maximalen CO-8-h-Mittelwertzum CO-Jahresmittelwert in der Bundesrepublikzeigt sehr starke Streuungen mit nur geringer Kor-relation. Diese erlaubt eigentlich nicht die Ableitungeiner gesicherten funktionale Abhängigkeit. Da die-

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ser Grenzwert aus den vorliegenden Messungenheraus, wenn überhaupt, nur in den seltensten Fäl-len im Anwendungsbereich von MLuS überschrit-ten werden wird und ein berechenbarer „best fit“bereits durch eine Vielzahl von älteren (höheren)Messergebnissen Sicherheiten enthält, wird für dieAnwendung im MLuS dennoch empfohlen, dieFunktion des „best fit“ (trotz dessen statistischerUnsicherheiten) zur Berechnung dieses Wertes inMLuS zu integrieren. Diese lautet:

max. gleitender 8-h-CO-Mittelwert = 5.18 · CO-JM;mit R2 = 0.5.

Im Folgenden wird ein Beispiel für eine Berechnungmit den neu abgeleiteten PM10-Emissionsfaktorenbzw. den Funktionen zur Berechnung der Über-schreitungshäufigkeiten gegeben:

Eingabedaten:

Bezugsjahr 2001

DTV 60 700 Kfz/d

Lkw > 3.5 t 12 %

Fahrstreifen 4

Verkehrssituation BAB ohne Tempolimit

Abstand von Fahrbahn 12 m

Windgeschwindigkeit 2.1 m/s

PM10-VB 18 µg/m3

CO-VB 300 µg/m3

Ergebnis:

MLuS-02-Auspuffpartikel 117.2 g/(km · h)

PM10-Auf/Ab mit neuemAnsatz 109.7 g/(km · h)

Emission PM10-Gesamt 226.9 g/(km · h)

GesamtbelastungPM10-JM 27.7 µg/m3

Anzahl von Überschreitung 50 µg/m3 38

Gesamtbelastung CO-JM 551 µg/m3

CO-8-h-Mittelwert 2 854 µg/m3

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83

Teil 2:

Zusatzuntersuchungzum Vergleich der PM10-Konzentration

aus Messungen an der A 1 Hamburgund Ausbreitungsberechnungen

1 Aufgabenstellung

Das Niedersächsische Landesamt für Ökologie(NLÖ) betreibt zusammen mit der Hamburger Um-weltbehörde eine Luftschadstoffmessstelle an derA 1 in Hamburg.

Für den Standort dieser Messstelle soll eine detail-lierte Luftschadstoffberechnung durchgeführt wer-den, um das im Rahmen des BASt-Forschungs-projektes FE 02.222/2002/LRB (PM10-Emissionenan Außerortsstraßen) vorgeschlagene PM10-Emis-sionsmodell anhand der dort gemessenen PM10-Konzentrationen zu überprüfen. Folgende Leistun-gen sollten durchgeführt werden:

1. Zusammenstellung der Eingangsdaten (aktuelleVerkehrszahlen für den Messzeitraum, Meteoro-logie für den Messzeitraum, Schadstoffvorbe-lastung für den Messzeitraum).

2. Erstellung der digitalen Straßendatei anhandder derzeitigen örtlichen Gegebenheiten.

3. Emissionsberechnung für die Auspuffemissio-nen anhand des Handbuches für Emissionsfak-toren (HBEFa 2.1) und für die nicht auspuffbe-dingten PM10-Emissionen mittels Vorschlag auso. g. FE-Projekt.

4. Ausbreitungsberechnung mit PROKAS für denMesszeitraum an der Messstelle für PM10 undfür NOx. Zusätzlich Berechnung mit MLuS 02,wobei die Zusatzbelastungen mittels Dreisatzan die neuen Emissionsdichten angepasst wer-den sollten.

5. Vergleich mit den statistischen Kenngrößen ausden Messungen. Kurzbericht.

2 Eingangsdaten

2.1 Bauliche Gegebenheiten

Bild 2.1 zeigt den Lageplan der BAB A 1 sowie diezwei Anschlussstellen Hamburg-Billstedt undHamburg-Moorfleet und das AutobahndreieckHamburg-Südost im derzeitigen Zustand.

Diejenigen Straßenabschnitte, die bei den Berech-nungen berücksichtigt wurden, sind in Bild 2.1schwarz dargestellt.

Es ist zu beachten, dass ab 17.12.2002 eine Bau-stelle auf der A 1 eingerichtet wurde. Der Beginnder Bauphase im untersuchten Bereich begann

dann im Dezember 2003 und führte ab diesemZeitpunkt zu Verkehrsbehinderungen. Neben denVerkehrseinschränkungen wurden auch Bauarbei-ten durchgeführt. Dies waren vor allem in den Win-termonaten 2003/2004 nach Auskunft des Baustel-lenleiters Nassbaggerarbeiten von Sand und Kies.Es wurde bei diesen Arbeiten versucht, die Staub-emissionen zu minimieren. Nach Aussage des Bau-leiters waren Staubemissionen aber nicht ganzauszuschließen gewesen bzw. Abwehungen voneinem aufgeschütteten Erdwall bei hohen Windge-schwindigkeiten zu beobachten.

2.2 Verkehr

Für die Immissionsberechnung mit PROKAS wur-den die Verkehrsbelastungen der Straßen berück-sichtigt, die in Bild 2.1 hervorgehoben sind. Für dieImmissionssituation an der Messstelle relevantsind die Verkehrsmengen auf der A 1 und auf demBillwerder Billdeich. Die angesetzten Verkehrsmen-gen und Lkw-Anteile (> 3.5 t) sind in der Tabelle 2.1aufgeführt und wurden mit dem Hamburger Amt fürVerkehr und Straßenwesen abgestimmt. Hierbeiwurden die Lkw-Anteile der A 1 von den angege-benen Werten für Lkw > 2.8 t mittels eines Faktorsvon 1.17 auf Lkw > 3.5 t umgerechnet.

Dem Hamburger Amt für Verkehr und Sicherheitlagen keine anderen Informationen vor. Bei den Ver-kehrsbelegungen des Billwerder Billdeiches wurdein Absprache mit diesem Amt der gegebenen Lkw-Anteil unverändert als LKW > 3.5 t angesetzt.

Die Schadstoffemissionen des Straßenverkehrssind außer vom Verkehrsaufkommen und demLkw-Anteil auch von den vorliegenden Verkehrssi-tuationen, die in Kapitel 7 näher beschrieben wer-den, abhängig. Die für die Emissionsbestimmungauf den beiden wesentlichen Straßen angesetztenVerkehrssituationen sind ebenfalls in Tabelle. 2.1dargestellt. Eine genaue Quantifizierung der Stau-

85

Tab. 2.1: Verkehrsmengen und Verkehrssituationen im Bereichder Messstelle

Straße DTVMo-Fr VerkehrssituationLkw-Anteil

>3.5 t

A 1 84 000 Kfz/24hAB_100Stau1

AB_60Stau2 22.3 %

BillwerderBilldeich

5 000 Kfz/24h HVS2_4 % 5 %

1 = 2003 ohne Bautätigkeit (01.07.2003 bis 16.12.2003)2 = 2004 mit Bautätigkeit (17.12.2003 bis 30.06.2004)

anteile auf der Autobahn A 1 konnte aufgrund feh-lender Zählungen nicht zur Verfügung gestellt wer-den. Aus den Angaben der Polizei wurde auf der A1 für den Zeitraum ohne Baustelle (01.07.2003 bis16.12.2003) ein mittlerer Stauanteil für Pkw von 11% bzw. für Lkw von 4 % der Fahrleistungen abge-leitet. Für den Zeitraum 2004 mit Baustelle wurdenaus den Angaben der Polizei 59 % Stauanteil fürPkw bzw. 57 % Stauanteil für Lkw bezogen auf dieFahrleistungen abgeschätzt.

Auf der A 1 war für jeweils beide Fahrtrichtungenim Zeitraum ohne Bautätigkeit eine Höchstge-schwindigkeit von 100 km/h signalisiert, im Zeit-

raum mit Baustelle waren 60 km/h für jeweils beideFahrtrichtungen angezeigt.

Zur Berechnung der zeitlichen Verteilung der Emis-sionen und damit auch der Häufigkeiten der Im-missionen benötigt man die Verkehrstagesganglini-en. Die verwendeten Verkehrstagesganglinien, dieauf Verkehrszählungen der Baubehörde auf der A 1beruhen (LOHMEYER, 2001), sind in Bild 2.2 dar-gestellt. Außerdem fließen in die Immissionsbe-rechnung die Verteilungen der täglichen Anzahl vonPkw und Lkw an Werktagen, Samstagen undSonntagen ein, die ebenfalls aus diesen Messun-gen abgeleitet wurden.

86

Bild 2.1: Lageplan BAB A 1

3 Meteorologie

Für die Berechnung der Schadstoffimmissionenwerden so genannte Ausbreitungsklassensta-tistiken benötigt. Das sind Angaben über die Häu-figkeit bestimmter Ausbreitungsverhältnisse in den unteren Luftschichten, die durch Wind-richtung, Windgeschwindigkeit und Stabilität der Atmosphäre definiert sind. Eine Ausbreitungs-klassenstatistik enthält somit auch Informatio-nen über die Verdünnungsfähigkeit der Atmos-phäre.

Die für vorliegende Untersuchungen verwendeteWind- und Ausbreitungsklassenstatistik wurde alsAKTerm für den zu betrachtenden Zeitraum derSchadstoffmessungen (Juli 2003 bis Juni 2004)vom Deutschen Wetterdienst (DWD) zur Verfügung

gestellt und entsprechend aufbereitet (Bild 3.1). Siestammt aus Messdaten an der DWD-Sta-tion Hamburg-Fuhlsbüttel. Die häufigsten Wind-richtungen sind West bis Südwest und Südost, beidenen auch die höchsten Windgeschwindig-keiten zu beobachten sind. Der Mittelwert derWindgeschwindigkeit im Messzeitraum betrug 3.8m/s.

4 Großräumige Schadstoff-vorbelastung der Luft

Die Immission eines Schadstoffes im Nahbereichvon Straßen setzt sich aus der großräumig vorhan-denen Vorbelastung und der straßenverkehrsbe-dingten Zusatzbelastung zusammen. Die Vorbelas-tung entsteht durch Emissionen aus Industrie,Hausbrand und weiter entfernt fließendem Verkehrsowie überregionalem Ferntransport von Schad-stoffen. Es ist die Schadstoffbelastung, die im Un-tersuchungsgebiet ohne Verkehr auf den betrach-teten Straßen vorläge.

87

Bild 2.2: Verkehrstaglinien auf der A 1

Bild 3.1: Windrichtungs- und Geschwindigkeitsverteilung fürden Messzeitraum an der Station Hamburg-Fuhlsbüttel

In Abstimmung mit der Umweltbehörde Hamburgwird im Untersuchungsgebiet mit den in Tabelle 4.1dargestellten großräumigen Schadstoffvorbelas-tungen gerechnet, welche aus den Messungen derHintergrundmessstelle Tatenberg abgeleitet wur-den (siehe auch Kapitel 5).

5 Messdaten an der Autobahn-messstelle Billwerder

Die Messdaten wurden von der Hamburger Um-weltbehörde als Tagesmittelwerte für den Zeitraum01.07.03 bis 30.06.04 zur Verfügung gestellt. DiePM10-Konzentrationen wurden nach Auskunft derHamburger Umweltbehörde mittels TEOM gemes-sen und mittels Korrekturfaktor von 1.3 auf dasStandardverfahren umgerechnet.

Die Messstelle befindet sich ca. 16 m von der A 1und ca. 20 m vom Billwerder Billdeich entfernt. DieAutobahn A 1 befindet sich hier in Gleichlage ohneaktiven Lärmschutz. Der Billwerder Billdeich wirdmittels Brücke über die A 1 geführt. Die Luftschad-stoffe werden in 3.5 m Höhe über Grund ge-messen. Ein fotografischer Eindruck von der Messstelle und der Umgebung ist in Bild 5.1 ge-zeigt.

Die PM10-Messzeitreihe an der Messstation ist fürdie Zeitraum 01.07.03 bis 30.06.04 in Bild 5.2 dargestellt. Die PM10-Tagesmittelwerte variierenzwischen 9 µg/m3 und 212 µg/m3 (01.01.2004). In der Tabelle 5.1 sind die Mittelwerte von PM10und zum Vergleich die von NO2 bzw. NOx in denverschiedenen Zeiträumen zusammenfassend dar-gestellt. Der PM10-Jahresmittelwert im Zeit-raum 01.07.03 bis 30.06.04 lag an der A 1 bei ca. 26 µg/m3 bei einer Vorbelastung von ca. 20µg/m3. 50 µg/m3 im Tagesmittel wurden im Mess-zeitraum 14-mal überschritten. Der NO2-Jahres-mittelwert wurde an der A 1 zu ca. 43 µg/m3 ge-messen.

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Tab. 4.1: Großräumige Schadstoffvorbelastung für das Untersu-chungsgebiet

Schadstoff Jahresmittel im Zeitraum [µg/m3]

01.07.03 bis 30.06.04

01.07.03 bis 16.12.03

17.12.03 bis 30.06.04

NO2

PM10

19.9

19.9

20.0

19.5

19.4

20.1

Bild 5.1: Fotos von der Messstelle Billwerder an der A 1:oberes Foto = Messstelle und A 1;unteres Foto = Messstelle und Überführung Billwerder

Billdeich über die A 1

Tab. 5.1: Mittelwerte der NO2 und PM10-Konzentrationen an derA 1 und an der Hintergrundmessstelle Tatenberg

Zeitraum NO2/NOx-

GB an

MS A 1

[µg/m3]

PM10-GB

an MS

A 1

[µg/m3]

NO2/NOx

an MS

Tatenberg

[µg/m3]

PM10 an

MS

Tatenberg

[µg/m3]

NO2/NOx-

ZB

[µg/m3]

PM10 ZB

[µg/m3]

01.07.03

bis

16.12.03

41.7/123 25.8 20.0/30 19.5 21.7/93 6.3

17.12.03

bis

30.06.04

43.4/127 26.8 19.4/24 20.1 24.0/103 6.7

01.07.03

bis

30.06.04

42.6/125 26.3 19.7/27 19.9 22.9/98 6.4

GB = Gesamtbelastung; ZB = Zusatzbelastung; MS = Messstelle

6 Luftschadstoffemissionen

6.1 Methode zur Bestimmung derEmissionsfaktoren

Zur Ermittlung der Emissionen werden die Ver-kehrsdaten und für jeden Luftschadstoff so ge-nannte Emissionsfaktoren benötigt. Die Emissions-faktoren sind Angaben über die pro mittlerem Fahr-zeug der Fahrzeugflotte und Straßenkilometer frei-gesetzten Schadstoffmengen. Im vorliegendenGutachten werden die Emissionsfaktoren für dieFahrzeugarten Pkw und Lkw unterschieden. DieFahrzeugart Pkw enthält dabei die leichten Nutz-fahrzeuge (lNfz) und Motorräder, die FahrzeugartLkw versteht sich inklusive Lastkraftwagen, Sattel-schlepper, Busse usw.

Die Emissionsfaktoren setzen sich aus „motorbe-dingten“ und „nicht motorbedingten“ (Reifenab-rieb, Staubaufwirbelung etc.) Emissionsfaktorenzusammen.

6.1.1 Motorbedingte Emissionsfaktoren

Die motorbedingten Emissionsfaktoren der Fahr-zeuge einer Fahrzeugkategorie (Pkw, leichte Nutz-fahrzeuge, Busse etc.) werden mithilfe des „Hand-

buchs für Emissionsfaktoren des StraßenverkehrsHBEFA“ Version 2.1 (UBA, 2004) berechnet. Siehängen für die Fahrzeugarten Pkw und Lkw im We-sentlichen ab von

· der sich fortlaufend ändernden Fahrzeugflotte(Anteil Diesel etc.),

· der Zusammensetzung der Fahrzeugschichten(Fahrleistungsanteile der Fahrzeuge einer be-stimmten Gewichts- bzw. Hubraumklasse undeinem bestimmten Stand der Technik hinsicht-lich Abgasemission, z. B. EURO 2, 3, ...) unddamit vom Jahr, für welches der Emissionsfak-tor bestimmt wird (= Bezugsjahr),

· der Längsneigung der Fahrbahn (mit zuneh-mender Längsneigung nehmen die Emissionenpro Fahrzeug und gefahrenem Kilometer ent-sprechend der Steigung deutlich zu, bei Gefäl-len weniger deutlich ab),

· dem Prozentsatz der Fahrzeuge, die mit nichtbetriebswarmem Motor betrieben werden unddeswegen teilweise erhöhte Emissionen (Kalt-starteinfluss) haben, und

· den so genannten Verkehrssituationen („Fahr-verhalten“), das heißt der Verteilung von

89

Bild 5.2: Zeitreihe der PM10-Tagesmittelwerte im Messzeitraum an der Station Billwerder

Fahrgeschwindigkeit, Beschleunigung, Häufig-keit und Dauer von Standzeiten (siehe Tabelle6.1).

Die Zusammensetzung der Fahrzeuge innerhalbder Fahrzeugkategorien wird für das zu betrach-tende Bezugsjahr dem HBEFA (UBA, 2004) ent-nommen. Darin ist die Gesetzgebung bezüglichAbgasgrenzwerten (EURO 2, 3, ...) berücksichtigt.Die Längsneigung der Straßen ist aus Höhenplä-nen oder Lageplänen des Untersuchungsgebietesbekannt, der Kaltstarteinfluss innerorts für Pkwwird entsprechend HBEFA angesetzt, der Kalt-starteinfluss für Lkw wird aus UBA (1995) ent-nommen. Die Verkehrssituationen im Untersu-chungsgebiet werden entsprechend den Gege-benheiten auf den einzelnen Streckenabschnittenund den Auswahlmöglichkeiten der Tabelle 6.1festgelegt.

6.1.2 Nicht motorbedingte Emissions-faktoren

Untersuchungen der verkehrsbedingten Partikelim-missionen zeigen, dass neben den Partikeln imAbgas auch nicht motorbedingte Partikelemissio-nen zu berücksichtigen sind, hervorgerufen durchStraßen-, Kupplungs- und Bremsbelagabrieb, Aufwirbelung von auf der Straße aufliegendemStaub etc. Diese Emissionen sind im HBEFA nichtenthalten, sie sind auch derzeit nicht mit zufrie-den stellender Aussagegüte zu bestimmen. Die Ursache hierfür liegt in der Vielfalt der Einfluss-größen (siehe Hauptbericht zum Forschungspro-jekt).

In der vorliegenden Untersuchung werden diePM10-Emissionen aus Abrieben und infolge derAufwirbelung auf der Grundlage des Vorschlagesaus LOHMEYER (2004) berechnet. Diese Emissi-onsfaktoren als Summe aus Reifen-, Brems-,Straßen- und Kupplungsabrieb sowie Wiederauf-wirbelung von eingetragenem Straßenstaub sind inder Tabelle 6.2 aufgeführt.

Die Bildung von so genannten sekundären Parti-keln aus heißen Abgasen während der Abkühlungund Ausbreitung wird im vorliegenden Fall nichtberücksichtigt, da dieser Prozess nur in gro-ßen Entfernungen (10 km bis 50 km) von denSchadstoffquellen dominiert (FILLIGER et al.,1999).

Die für die Berechnungen verwendeten Auspuff-emissionsfaktoren sind in der Tabelle 6.3 aufge-führt. (Hinweis: Der Zeitabschnitt 17.12. bis31.12.03 wurde mit den EmissionsfaktorenAB_60Stau für das Bezugsjahr 2004 gerechnet.)

90

Tab. 6.1: Definition der Verkehrssituation laut Handbuch fürEmissionsfaktoren (nach UBA, 2004). Für einige Ver-kehrssituationen ist bei einer Verkehrsdichte > 1 400oder 1 500 Kfz/h je Fahrspur zusätzlich eine Verkehrs-situation „gebunden“ definiert

Verkehrssituation Beschreibung

AB>120 Autobahn ohne Tempolimit

AB_120 Autobahn Tempolimit 120

AB_100 Autobahn Tempolimit 100

AB_80 Autobahn Tempolimit 80

AB_60 Autobahn Tempolimit 60

AB_Bau1 Autobahn Baustelle zweistreifig

AB_Bau2 Autobahn Baustelle eng bzw. einstreifig

AB_StGo Autobahn Stop and Go

AO1Außerortsstraße, guter Ausbaugrad, gerade

AO2Außerortsstraße, guter Ausbaugrad,gleichmäßig kurvig

AO3Außerortsstraße, guter Ausbaugrad, ungleichmäßig kurvig

HVS1>50Hauptverkehrsstraße, Tempolimit > 50 km/h, geringe Störungen

HVS2>50Hauptverkehrsstraße, Tempolimit > 50 km/h, mittlere Störungen

HVS3>50Hauptverkehrsstraße, Tempolimit > 50 km/h, starke Störungen

HVS1Ortsdurchfahrt, vorfahrtsberechtigt, ohneStörungen

HVS2Hauptverkehrsstraße, vorfahrtsberechtigt,geringe Störungen

HVS3Hauptverkehrsstraße, vorfahrtsberechtigt,mittlere Störungen

HVS4Hauptverkehrsstraße, vorfahrtsberechtigt,starke Störungen

Kern Innerortsstraßen im Stadtkern

LSA1Hauptverkehrsstraße mit Lichtsignalanla-ge, geringe Störungen

LSA2Hauptverkehrsstraße mit Lichtsignal-anlage, mittlere Störungen

LSA3Hauptverkehrsstraße mit Lichtsignal-anlage, starke Störungen

NS_D Nebenstraßen, geschlossene Bebauung

NS_L Nebenstraßen, locker bebaut

StGo Innerortsstraßen bei Stop and Go

7 Ergebnisse der Ausbreitungs-berechnungen

7.1 Berechnungen mit PROKAS

7.1.1 Berechnungsverfahren

Zur Bestimmung der Konzentration der Luftschad-stoffe wird das Verfahren PROKAS angewendet,das im Anhang A2 ausführlich beschrieben wird. Esintegriert unter anderem ein Gauß'sches Ausbrei-tungsmodell (VDI-Richtlinie 3782 Blatt 1) mit denAusbreitungsparametern nach TA Luft (1986). Eskann aber auch andere Ausbreitungsmodelle ver-wenden [z. B. das Lagrange-AusbreitungsmodellLASAT (JANICKE, 2003)]. Im Verfahren PROKASwerden unter Einbeziehung der Auftretenshäufig-

keit aller möglichen Fälle der meteorologischenVerhältnisse (Wind- und Ausbreitungsklassenstati-stik) und des Wochengangs der Emissionen dieauftretenden Immissionen berechnet. Das hier ver-wendete Ausbreitungsmodell ist das Gauß'scheAusbreitungsmodell. Es ist in der Lage, sämtlichein Bild 2.1 dargestellten Straßenzüge gleichzeitigfür jede Stunde der Woche mit ihrer jeweiligenEmission emittieren zu lassen. Aus der Häufigkeits-verteilung der berechneten Immissionen wird das Jahresmittel und gegebenenfalls der 98-Per-zentilwert des untersuchten Luftschadstoffes er-mittelt.

Die Wirkung der fahrzeuginduzierten Turbulenzenwird im Programmsystem PROKAS als Anfangs-verdünnung interpretiert, indem dem vertikalen

91

Tab. 6.2: PM10-Emissionsfaktoren für Aufwirbelung und Abriebe (Auf/Ab) differenziert nach Verkehrssituation

Verkehrssituation(nach HBEFA)

Tempolimit [km/h] Anteil Konstantfahrt(nach HBEFA) [%]

Standanteil (nachHBEFA) [%]

Emissionsfaktor für PM10-Auf/Ab je Kfz [mg/km]

Pkw inkl. lNfz Lkw

AB>120 -- 22 200

AB_120 120 22 200

AB_100 100 22 200

AB_80 80 22 200

AB_60 60 22 200

AB_StGo 22 200

AO1 100 60 1 22 200

AO2 100 53 1 22 200

AO3 100 28 1 22 200

IO_HVS>50 60 46 1 22 200

Tunnel AB_100 100 10 200

Tunnel AB_80 80 10 200

Tunnel AB_60 60 10 200

Tunnel IO_HVS>50 60 46 1 10 200

Tab. 6.3: Verwendete Auspuffemissionsfaktoren für die Bezugsjahre 2003 und 2004 (nach UBA, 2004) unter Berücksichtigung derim Kapitel 2 aufgezeigten Stauanteile

Jahr Verkehrssituation NOx-Pkw mg/(km Fzg)

NOx-Lkw mg/(km Fzg)

Partikel-Pkw nurAuspuff

mg/(km Fzg)

Partikel-Lkw nur Auspuff mg/(km Fzg)

2003 AB_100Stau 409 7 500 18 166

2003 HVS2_4 399 9 300 14 258

2004 AB_60Stau 400 14 400 17 543

2004 HVS2_4 369 9 000 14 243

Ausbreitungsparameter σz ein Wert vor σzo als ad-ditiver Term zugeschlagen wird. Für ebenerdigeStraßen und bei Tieflagen wird der Wert dieser An-fangsverdünnung mit σzo = 1.5 m angesetzt. BeiDammlagen (Dammhöhe > 2 m) wird σzo = 2 m an-gesetzt.

In die flächendeckenden Immissionsberechnungengehen die Emissionen der Kraftfahrzeuge aller be-trachteten Straßen ein. Diese Emissionen sind fürdie Zusatzbelastung im Untersuchungsgebiet ver-antwortlich. Im Folgenden wird die Gesamtbelas-tung der Luftschadstoffe diskutiert, welche sich imJahresmittel aus Zusatzbelastung und großräumigvorhandener Vorbelastung additativ zusammen-setzt. Bei den 98-Perzentilwerten ist diese Vorge-hensweise nicht möglich, da nicht anzunehmen ist,dass die Spitzenwerte der Vorbelastung und derZusatzbelastung gleichzeitig auftreten. Die Berech-nung der Gesamtbelastung beim 98-Perzentilwerterfolgt daher entsprechend dem in der TA Luft(1986) angegebenen Verfahren.

7.1.2 Berechnungsergebnisse und Vergleichmit den Messwerten

Für den Messzeitraum zwischen 01.07.03 und30.06.04 wurden die in der Tabelle 7.1 aufgeführtenKennwerte berechnet. Zum Vergleich sind die Mess-werte mit aufgeführt. Es zeigt sich für alle Schad-stoffe, insbesondere für PM10 trotz der komplizier-ten Emissionsbedingungen wegen der Baustelle im

Jahr 2004 eine sehr gute Übereinstimmung der Be-rechnungsergebnisse von PROKAS mit den Mess-ergebnissen. Die Abweichungen zwischen Rech-nung und Messung liegen für PM10 in der Gesamt-belastung bei ca. – 1 %, und für die NO2-Gesamt-belastung bei + 12 %. Die Abweichungen für die abgeschätzte PM10-Zusatzbelastung liegt bei ca. – 5 %, für die NOx-Zusatzbelastung bei + 11 %.

Ermittelt man die Anzahl der Überschreitungen von50 µg PM10/m3 im Tagesmittel aus der Formel, wel-che im Hauptbericht des FE-Projektes aufgeführtist, so ergibt sich eine Anzahl von Überschreitungenunter Berücksichtigung des ,,best fits’’ von 20 undbei Berücksichtigung von 2SigmaSicherheit von 32.Der ,,best fit’’ überschätzt die gemessenen 14Überschreitungen um ca. 30 %, unter Berücksichti-gung von 2SigmaSicherheit um ca. 110 %.

7.2 Berechnungen mit MLuS

Für die Messstelle A 1 Billwerder wurden auch Be-rechnungen mit dem Merkblatt über Luftverunreini-gungen an Straßen (MLuS) durchgeführt. Betrach-tet wurden zunächst die beiden Bezugsjahrewegen der unterschiedlichen Geschwindigkeitsbe-schränkungen getrennt. Anschließend wurden siezu einem Jahresmittelwert über den Messzeitraum-zusammengeführt. Die Protokolle von MLuS 02 be-finden sich im Anhang A3.

92

Tab. 7.1: Mittelwerte der NOx- und PM10-Konzentrationen an der A 1 für die Berechnungen und die Messung unter Berück-sichtigung der Hintergrundbelastungen an der Messstelle Tatenberg

Zeitraum NOx-ZB anMS A 1

PROKASµg/m3

PM10-ZB anMS A 1

PROKASµg/m3

NO2-GB anMS A 1

PROKASµg/m3

PM10-GB anMS A 1

PROKASµg/m3

NOx-ZB anMS A 1

Messungµg/m3

PM10-ZB anMS A 1

Messungµg/m3

NO2-GB anMS A 1

Messungµg/m3

PM10-GB anMS A 1

Messungµg/m3

01.07.03bis30.06.04

139 6.1 47.5 26.0 125 6.4 42.6 26.3

ZB = Zusatzbelastung; GB = Gesamtbelastung; MS = Messstelle

Tab. 7.2: Mittelwerte der PM10-Konzentrationen an der A 1 für die Berechnungen nach MLuS 04 und die Messung unter Berück-sichtigung der Hintergrundbelastungen an der Messstelle Tatenberg

Zeitraum PM10-ZB an MS

A 1 MLuS 04µg/m3

PM10-GB an MS

A 1 MLuS 04µg/m3

AnzahlPM10 TMW>50 µg/m3

MLuS 04

PM10-ZB an MS

A 1 Messungµg/m3

PM10-GB an MS

A 1 Messungµg/m3

AnzahlPM10 TMW>50 µg/m3

Messung

01.07.03bis30.06.04

9.6 29.5 451 (31)2 6.4 26.3 14

1 = 2SigmaSicherheit; 2 = ,,best fit’’, ZB = Zusatzbelastung; GB = Gesamtbelastung; MS = Messstelle

Zu beachten ist Folgendes:

Die Berechnungen wurden zunächst mit MLuS 02durchgeführt. In MLuS 02 ist allerdings noch das,,alte’’ Emissionsmodell beinhaltet. Aus diesemGrund wurden die ,,neuen’’ PM10-Emissionsdich-ten (basierend auf den Auspuffemissionen desHBEFa 2.1 aus Tabelle 6.3 und den Emissionsfak-toren für Abriebe und Aufwirbelung aus Tabelle6.2) mit den ,,alten’’ aus MLuS 02 ins Verhältnisgesetzt und mit diesem Faktor die MLuS-02-Zu-satzbelastungen multipliziert. Mit diesem Vorge-hen werden somit die Emissionen dem aktuellenStand der Technik angepasst, aber die Ausbrei-tung mit dem MLuS-Ausbreitungsmodell berech-net. Dieses Vorgehen wird im Folgenden MLuS 04genannt. Die Vorbelastungen wurden wiederumden Messdaten der Station Tatenberg entnommen(siehe Tabelle 5.1). Der Einfluss des kreuzendenBillwerder Billdeiches wurde vernachlässigt, dadessen Verkehrsmenge sehr gering ist (DTV = 5000 Kfz/d) und zusätzlich aufgrund der Damm- und Brückenlage anhand der PROKAS-Berech-nungen nur ein sehr geringer Einfluss auf die Im-missionssituation an der Messstelle festgestelltwurde.

Das Ergebnis der MLuS-04-Berechnungen ist im Vergleich zu den Messergebnissen in der Tabel-le 7.2 aufgezeigt. Es kann festgestellt werden, dassunter Berücksichtigung der nicht auspuffbedingtenPM10-Emissionsfaktoren entsprechend dem Vor-schlag aus dem FE-Projekt und der Partikelaus-puffemissionen des HBEFa 2.1 der PM10-Jahres-mittelwert den Messwert gut reproduziert. Die Ab-weichungen zwischen Berechnung und Messungliegen in der PM10-Gesamtbelastung bei + 12 %, inder PM10-Zusatzbelastung bei + 50 %. Mit MLuS02 werden deutliche Überschätzungen (ca. Faktor8 in der Zusatzbelastung und ca. Faktor 2.6 in derGesamtbelastung berechnet, vgl. Anhang A3 mitTabelle 7.2).

Die Berechnung der PM10-Überschreitungshäufig-keit von 50 µg/m3 liefert für den ,,best fit ’’ eine etwadoppelt so hohe Anzahl wie die Messung, unterBerücksichtigung von 2SigmaSicherheit eine etwadreimal so hohe Anzahl von Überschreitungen.

(Hinweis: NO2/NOx-Kontrollrechnungen wurdenauftragsgemäß nur für die PROKAS-Berechnungendurchgeführt, nicht für MLuS. Die NO2-Ergebnissein den MLuS-Protokollen im Anhang A3 zeigen dieNO2-Konzentrationen ohne die Korrektur auf dasHBEFa2.1.)

7.3 Fazit

Im Hauptteil des FE-Projektes wurden PM10-Emis-sionsfaktoren für Abriebe und Aufwirbelung fürAußerortsstraßen vorgeschlagen.

Ausbreitungsberechnungen unter Verwendung die-ses Ansatzes zusammen mit den Auspuffemissi-onsfaktoren des HBEFa 2.1 mit dem Ausbreitungs-modell PROKAS und mit dem ScreeningmodellMLuS lieferten PM10-Konzentrationen, welchePM10-Messergebnisse an der A 1 bei HamburgBillwerder im Zeitraum 1.7.03. bis 30.6.04 gut re-produzieren.

Die Abweichungen zwischen der Berechnung mitMLuS und den Messergebnissen liegen bei denJahresmittelwerten in der PM10-Gesamtbelastungbei +12 %, in der PM10-Zusatzbelastung bei + 50%, bei der Anzahl von Überschreitungen bei einemFaktor 2 (best fit) bzw. 3 (2SigmaSicherheit).

Die Abweichungen zwischen den Berechnungenmit PROKAS und den Messergebnissen liegen fürPM10 im Jahresmittel in der Gesamtbelastung beica. – 1 % und für die PM10-Zusatzbelastung bei ca.– 5 %. Im Vergleich dazu liegt die Abweichung derBerechnung von der Messung für die NOx-Zusatz-belastung bei +11 %. Der ,,best fit’’ überschätzt diegemessenen 14 Überschreitungen um ca. 30 %,unter Berücksichtigung von 2SigmaSicherheit umca. 110 %.

8 Literatur

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EU-Richtlinie 99/30/EU: Richtlinie des Rates vom22. April 1999 über Grenzwerte für Schwefeldi-

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oxid, Stickstoffdioxid und Stickstoffoxide, Parti-kel und Blei in der Luft. Amtsblatt der Europäi-schen Gemeinschaft vom 29.6.1996, Nr. L163/41

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UBA (1997): Reduzierung hoher Luftschadstoffbe-lastung an Straßen. Beitrag von P. KLIPPEL undM. JÄCKER-KÜPPERS in den Proceedings zum465. FGU-Seminar „Verkehrsbedingte Bela-stungen durch Benzol, Dieselruß und Stickoxidein städtischen Straßenräumen“, 14.-15. April1997, Berlin, Hrsg.: Umweltbundesamt, Berlin

UBA (2004): Handbuch Emissionsfaktoren desStraßenverkehrs, Version 2.1/April 2004. Doku-mentation zur Version Deutschland erarbeitetdurch INFRAS AG Bern/Schweiz in Zusam-menarbeit mit IFEU Heidelberg. Hrsg: Um-weltbundesamt Berlin. Herunterladbar unterhttp://www.hbefa.net/

VDI 3782 Blatt 1 (1992): Ausbreitung von Luftver-unreinigungen in der Atmosphäre. Gauß'schesAusbreitungsmodell für Luftreinhaltepläne. Düs-seldorf, Verein Deutscher Ingenieure, 10/92

95

Schriftenreihe

Berichte der Bundesanstaltfür Straßenwesen

Unterreihe „Verkehrstechnik“

V 61: Verkehrsentwicklung auf Bundesfernstraßen 1997 – Jahres-auswertung der automatischen DauerzählstellenNierhoff, Palm, Regniet, Schmidt € 19,00

V 62: Führung von Nahverkehrsfahrzeugen in HauptverkehrsstraßenSchnüll, Johannsmeier, Albers, Etzold, Kloppe,Sporbeck, Wilms € 20,50

V 63: Gestaltungskriterien von LandstraßenkurvenWeise, Steyer € 15,00

V 64: Querschnittsbreiten einbahniger Außerortsstraßen und Ver-kehrssicherheit und Sonderuntersuchung zum Querschnittstyp b2+1Palm, Schmidt € 14,50

V 65: Auswirkungen unterschiedlicher zulässiger Höchstge-schwindigkeiten auf städtischen StraßenRetzko, Korda € 14,50

V 66: Umweltauswirkungen abstumpfender Streustoffe im Winter-dienst – LiteraturanalyseMoritz € 14,50

V 67: Sicherheitseigenschaften außerörtlicher KnotenpunkteKölle, Schnüll € 17,50

V 68: Städtischer Wirtschaftsverkehr und logistische KnotenSonntag, Meimbresse, Eckstein, Lattner € 17,00

V 69: Stadtverträgliche Bedien- und Parkkonzepte für Reisebussein der StadttouristikKube € 16,00

V 70: Entwurf und Bewertung von Verkehrsinformations- und -leit-systemen unter Nutzung neuer TechnologienZackor, Lindenbach, Keller, Tsavachidis, Bogenberger € 11,00

V 71: Flächenansprüche von FußgängernAlrutz, Bohle, Gugel, Kiegeland, Niemeyer,Schmidt, Vohl € 15,50

V 72: Rechtsabbiegen bei Rot mit GrünpfeilAlbrecht, Brühning, Frenzel, Krause, Meewes,Schnabel, Topp € 10,50

V 73: Verkehrsentwicklung auf Bundesfernstraßen 1998 – Jahres-auswertung der automatischen DauerzählstellenLaffont, Nierhoff, Regniet, Schmidt € 18,50

V 74: Einsatzbereiche von AngebotsstreifenHupfer, Böer, Huwer, Jacob, Nagel € 13,50

V 75: Gesamtwirkungsanalyse zur ParkraumbewirtschaftungBaier, Hebel, Peter, Schäfer € 15,00

V 76: Radverkehrsführung an HaltestellenAngenendt, Blase, Bräuer, Draeger, Klöckner, Wilken € 14,00

V 77: Folgerungen aus europäischen F+E-Telematikprogrammenfür Verkehrsleitsysteme in DeutschlandPhilipps, Dies, Richter, Zackor, Listl, Möller € 18,50

V 78: Kennlinien der ParkraumnachfrageGerlach, Dohmen, Blochwitz, Engels, Funke, Harman,Schmidt, Zimmermann € 15,50

V 79: Bedarf für Fahrradabstellplätze bei unterschiedlichen Grund-stücksnutzungenAlrutz, Bohle, Borstelmann, Krawczyk, Mader,Müller, Vohl € 15,50

V 80: Zählungen des ausländischen Kraftfahrzeugverkehrs auf denBundesautobahnen und Europastraßen 1998Lensing € 13,50

V 81: Emissionen beim Erhitzen von Fahrbahnmarkierungsma-terialienMichalski, Spyra € 11,50

V 82: Verkehrsentwicklung auf Bundesfernstraßen 1999 –Jahres-auswertung der automatischen DauerzählstellenLaffont, Nierhoff, Schmidt € 19,50

V 83: Verkehrssicherheit in Einbahnstraßen mit gegengerichtetemRadverkehrAlrutz, Gündel, Stellmacher-Hein, Lerner, Mättig,Meyhöfer, Angenendt, Draeger, Falkenberg, Klöckner,Abu-Salah, Blase, Rühe, Wilken € 17,00

V 84: Vereinfachtes Hochrechnungsverfahren für Außerorts-Stra-ßenverkehrszählungenLensing, Mavridis, Täubner € 16.00

V 85: Erstellung einer einheitlichen Logik für die Zielführung (Weg-weisung) in StädtenSiegener, Träger € 14,50

V 86: Neue Gütekriterien für die Beleuchtung von Straßen mit ge-mischtem Verkehr und hohem FußgängeranteilCarraro, Eckert, Jordanova, Kschischenk € 13,00

V 87: Verkehrssicherheit von Steigungsstrecken – Kriterien für Zu-satzfahrstreifenBrilon, Breßler € 18,50

V 88: Tägliches Fernpendeln und sekundär induzierter VerkehrVogt, Lenz, Kalter, Dobeschinsky, Breuer € 17,50

V 89: Verkehrsqualität auf Busspuren bei Mitnutzung durch andereVerkehreBaier, Kathmann, Schuckließ, Trapp, Baier, Schäfer € 13,50

V 90: Anprallversuche mit Motorrädern an passiven Schutzein-richtungenBürkle, Berg € 16,50

V 91: Auswirkungen der Umnutzung von BAB-StandstreifenMattheis € 15,50

V 92: Nahverkehrsbevorrechtigung an Lichtsignalanlagen unterbesonderer Berücksichtigung des nichtmotorisierten VerkehrsFriedrich, Fischer € 14,00

V 93: Nothaltemöglichkeiten an stark belasteten BundesfernstraßenBrilon, Bäumer € 17,00

V 94: Freigabe von Seitenstreifen an BundesautobahnenLemke, Moritz € 17,00

V 95: Führung des ÖPNV in kleinen KreisverkehrenTopp, Lagemann, Derstroff, Klink, Lentze, Lübke,Ohlschmid, Pires-Pinto, Thömmes € 14,00

V 96: Mittellage-Haltestellen mit FahrbahnanhebungAngenendt, Bräuer, Klöckner, Cossé, Roeterink,Sprung, Wilken € 16,00

V 97: Linksparken in städtischen StraßenTopp, Riel, Albert, Bugiel, Elgun, Roßmark, Stahl € 13,50

V 98: Sicherheitsaudit für Straßen (SAS) in DeutschlandBaier, Bark, Brühning, Krumm, Meewes, Nikolaus,Räder-Großmann, Rohloff, Schweinhuber € 15,00

1999

2001

2000

96

2002

2003

2004

Alle Berichte sind zu beziehen beim:

Wirtschaftsverlag NWVerlag für neue Wissenschaft GmbHPostfach 10 11 10D-27511 BremerhavenTelefon: (04 71) 9 45 44 - 0Telefax: (04 71) 9 45 44 77Email: vertrieb@nw-verlag.deInternet: www.nw-verlag.de

Dort ist auch ein Komplettverzeichnis erhältlich.

2005V 99: Verkehrsentwicklung auf Bundesfernstraßen 2000 – Jahres-auswertung der automatischen DauerzählstellenLaffont, Nierhoff, Schmidt € 21,00

V 100: Verkehrsqualität unterschiedlicher Verkehrsteilnehmerartenan Knotenpunkten ohne LichtsignalanlageBrilon, Miltner € 17,00

V 101: Straßenverkehrszählung 2000 – ErgebnisseLensing € 13,50

V 102: Vernetzung von VerkehrsbeeinflussungsanlagenKniß € 12,50

V 103: Bemessung von Radverkehrsanlagen unter verkehrs-technischen GesichtspunktenFalkenberg, Blase, Bonfranchi, Cossè, Draeger, Kautzsch,Stapf, Zimmermann € 11,00

V 104: Standortentwicklung an Verkehrsknotenpunkten – Rand-bedingungen und WirkungenBeckmann, Wulfhorst, Eckers, Klönne, Wehmeier,Baier, Peter, Warnecke € 17,00

V 105: Sicherheitsaudits für Straßen internationalBrühning, Löhe € 12,00

V 106: Eignung von Fahrzeug-Rückhaltesystemen gemäß denAnforderungen nach DIN EN 1317Ellmers, Balzer-Hebborn, Fleisch, Friedrich, Keppler,Lukas, Schulte, Seliger € 15,50

V 107: Auswirkungen von Standstreifenumnutzungen auf denStraßenbetriebsdienstMoritz, Wirtz € 12,50

V 108: Verkehrsqualität auf Streckenabschnitten von Hauptver-kehrsstraßenBaier, Kathmann, Baier, Schäfer € 14,00

V 109: Verkehrssicherheit und Verkehrsablauf auf b2+1-Streckenmit allgemeinem VerkehrWeber, Löhe € 13,00

V 110: Verkehrsentwicklung auf Bundesfernstraßen 2001 –Jahres-auswertung der automatischen DauerzählstellenLaffont, Nierhoff, Schmidt, Kathmann € 22,00

V 112: Einsatzkriterien für BetonschutzwändeSteinauer, Kathmann, Mayer, Becher vergriffen

V 113: Car-Sharing in kleinen und mittleren GemeindenSchweig, Keuchel, Kleine-Wiskott, Hermes, van Hacken € 15,00

V 114: Bestandsaufnahme und Möglichkeiten der Weiterentwick-lung von Car-SharingLoose, Mohr, Nobis, Holm, Bake € 20,00

V 115: Verkehrsentwicklung auf Bundesfernstraßen 2002 – Jahres-auswertung der automatischen DauerzählstellenKathmann, Laffont, Nierhoff € 24,50

V 116: Standardisierung der Schnittstellen von Lichtsignalanlagen– Zentralrechner/Knotenpunktgerät und Zentralrechner/Ingenieur-arbeitsplatzKroen, Klod, Sorgenfrei € 15,00

V 117: Standorte für Grünbrücken – Ermittlung konfliktreicherStreckenabschnitte gegenüber großräumigen Wanderungen jagd-barer SäugetiereSurkus, Tegethof € 13,50

V 118: Einsatz neuer Methoden zur Sicherung von Arbeitsstellenkürzerer DauerSteinauer, Maier, Kemper, Baur, Meyer € 14,50

V 111: Autobahnverzeichnis 2004Kühnen € 21,50

V 119: Alternative Methoden zur Uberwachung der Parkdauer so-wie zur Zahlung der ParkgebührenBoltze, Schäfer, Wohlfarth € 17,00

V 120: Fahrleistungserhebung 2002 – InländerfahrleistungHautzinger, Stock, Mayer, Schmidt, Heidemann € 17,50

V 121: Fahrleistungserhebung 2002 – Inlandsfahrleistung und Un-fallrisikoHautzinger, Stock, Schmidt € 12,50

V 122: Untersuchungen zu Fremdstoffbelastungen im Straßensei-tenraumBeer, Herpetz, Moritz, Peters, Saltzmann-Koschke,Tegethof, Wirtz € 18,50

V 123: Straßenverkehrszählung 2000: MethodikLensing € 15,50

V 124: Verbesserung der Radverkehrsführung an KnotenAngenendt, Blase, Klöckner, Bonfranchi-SimovióBozkurt, Buchmann, Roeterink € 15,50

V 125: PM10-Emissionen an Außerorststraßen – mit Zusatzunter-suchung zum Vergleich der PM10-Konzentrationen aus Messungenan der A1 Hamburg und AusbreitungsberechnungenDüring, Bösinger, Lohmeyer € 17,00