Anlagen Glossar, Dokumentation der Berechnungsmethodik und der Eingangsdaten sowie Schadstoffrasterkarten

Anlagen

Glossar, Dokumentation der Berechnungsmethodik und der Eingangsdaten

sowie Schadstoffrasterkarten

Glossar – Erläuterung von Fachbegriffen zu Luftschadstoffen

Ausbreitungsrechnung

Die atmosphärische Ausbreitungsrechnung ist eine rechnerische, auf physikalisch hergeleiteten oder empirischen Modellen beruhende Prognose der Ausbreitung von Luftverunreinigungen (Gase, Dämpfe, aber auch Aerosole oder Stäube) auf dem Luftweg. Eingangsdaten sind die Emissionen, die atmosphärischen Ausbreitungsbedin- gungen (Windrichtung, Windgeschwindigkeit, Austauschbedingungen) sowie die Topographie und Bebauung des Untersuchungsgebietes.

Emissionen

Allgemein bezeichnen Emissionen die von einer festen oder beweglichen Anlage oder von Produkten an die Umwelt abgegebenen Luft-, Wasser- und Bodenverunreinigungen, Geräusche, Strahlen, Wärme, Erschütterun- gen und ähnliche Erscheinungen. Die von einem Kraftfahrzeug ausgestoßenen Emissionen von Luftverunrei- nigungen werden meistens in Gramm pro Kilometer (g/km) oder Gramm pro Stunde (g/h) angegeben.

Emissionsfaktoren

Emissionsfaktoren sind Kenngrößen für die spezifischen Emissionen von Luftschadstoffen eines Fahrzeugs je Zeit- oder Streckeneinheit. Sie sind für Berechnungen der verkehrsbedingten Emissionen unabdingbar. Die staat- lichen Umweltämter Deutschlands (UBA), Österreichs (UBA) und der Schweiz (BUWAL) haben die spezifi- schen Emissionen der Kraftfahrzeuge in verschiedenen Forschungsprojekten ermitteln lassen. Die Ergebnisse werden im Handbuch Emissionsfaktoren publiziert, das aktuell als Version 3.1 vom Januar 2010 (Literaturhin- weis /12/) vorliegt. Dort werden Emissionsfaktoren in hoher Differenzierung in Abhängigkeit von zahlreichen Parametern angegeben.

Im Handbuch Emissionsfaktoren werden die Emissionsfaktoren in Gramm pro Kilometer (g/km), Gramm pro Startvorgang oder Gramm pro Abstellvorgang angegeben.

Grenzwert, Immissionsgrenzwert

Allgemein ist ein Grenzwert ein Wert, der aufgrund wissenschaftlicher Erkenntnisse mit dem Ziel festgelegt wird, schädliche Auswirkungen auf die menschliche Gesundheit und/oder die Umwelt insgesamt zu vermeiden, zu verhüten oder zu verringern.

Grenzwert im engeren Sinne ist ein durch Gesetz oder Rechtsverordnung verbindlich festgelegter Höchstwert für die zulässige Konzentration eines Stoffes oder einer Stoffgruppe in Umweltmedien (Luft, Wasser, Boden u.a.).

In der vorliegenden Untersuchung werden die in der „Verordnung über Luftqualitätsstandards und Emissions- höchstmengen - 39. BImSchV“ /4/ definierten Immissionsgrenzwerte als Maßstab verwendet.

Hintergrundbelastung,

Die Hintergrundbelastung stellt die Immissionsbelastung im Untersuchungsgebiet dar, die ohne die lokalen Quellen (Straßenverkehr) auftreten würde. Sie ist eine wichtige Eingangsgröße für die Berechnung der Immissi- onskonzentrationen. Die Daten werden durch die Senatsverwaltung für Stadtentwicklung ermittelt.

Immissionen

Allgemein sind Immissionen Umwelteinwirkungen wie Luftverunreinigungen, Geräusche, Erschütterungen, Licht, Wärme, Strahlen, die auf Menschen, Tiere, Pflanzen, den Boden, das Wasser, die Atmosphäre sowie auf Kultur- und sonstige Sachgüter einwirken.

In der vorliegenden Untersuchung werden die auf Menschen einwirkenden Luftverunreinigungen betrachtet.

Immissionen werden hier als Massenkonzentrationen (Immissionskonzentrationen) am Beurteilungspunkt (Im- missionsort) in der Einheit µg/m³ (Mikrogramm Schadstoff pro Kubikmeter Luft; 1 µg ist ein Millionstel Gramm) angegeben.

Jahresmittelwert

Die Konzentration an Luftverunreinigungen unterliegt zeitlichen Schwankungen, die unter anderem von der Emission, der Windrichtung und der Windgeschwindigkeit abhängen. Die durch den Straßenverkehr verursach- ten Immissionen werden insbesondere vom Verkehrsaufkommen beeinflusst. Der Jahresmittelwert stellt die über das gesamte Jahr gemittelte Immissionskonzentration dar und dient zum Vergleich mit den auf das Jahresmittel bezogenen Immissionsgrenzwerten.

Über kurzzeitige Schwankungen oder Spitzenwerte erlaubt der Jahresmittelwert keine Aussage. Für bestimmte Luftschadstoffe (z.B. Schwebstaub PM10 und Stickstoffdioxid) wurden „Kurzzeitwerte“ definiert (siehe dort).

Luftschadstoffe, Luftverunreinigungen

Luftverunreinigungen im Sinne des Bundes-Immissionsschutzgesetzes sind Veränderungen der natürlichen Zu- sammensetzung der Luft, insbesondere durch Rauch, Ruß, Staub, Gase, Aerosole, Dämpfe und Geruchsstoffe.

Kurzzeitwerte

Unter dem Begriff Kurzzeitwerte werden hier die für die Luftschadstoffe PM10 und Stickstoffdioxid NO2 defi- nierten Werte zur Begrenzung der Spitzenbelastung zusammengefasst. Für PM10 wird ein 24-h-Wert (Tages- grenzwert) von 50 µg/m³ definiert, der maximal 35 mal pro Jahr überschritten werden darf. Für NO2 gilt ein maximaler Stundenmittelwert von 200 µg/m³ mit höchstens 18 zulässigen Überschreitungen pro Jahr.

Perzentil

Begriff aus der statistischen Auswertung, z. B. von Messwerten der behördlichen Luftgüte-Messstationen.

Beispielsweise bedeutet das 99,8-Perzentil der über 1 Jahr gemessenen NO2-Stundenmittelwerte, dass 0,2 % der Messwerte größer und 99,8 % der Messwerte kleiner als das 99,8-Perzentil sind. Ein Jahr hat 8760 Stunden.

Davon sind 0,2 % gerade 18 Stunden (gerundet). Entsprechend dem für NO2 festgelegten Kurzzeit-Grenzwert ist das 99,8-Perzentil der Messwert, der in 18 Stunden pro Jahr überschritten und in 8742 Stunden unterschritten wird. Ist dieser Messwert größer als 200 µg/m² NO2, ist der Grenzwert überschritten.

PM10, PM2,5, Feinstaub

Unter PM10 ist Feinstaub mit einem aerodynamischen Durchmesser bis 10 µm (Particulate Matter 10 µm) zu verstehen. Die genaue Definition lautet: „PM10 sind die Partikel, die einen größenselektierenden Lufteinlass gemäß der Referenzmethode passieren, der für einen aerodynamischen Durchmesser von 10 µm einen Abschei- degrad von 50 % aufweist“. Für PM2,5 gilt die Definition entsprechend für einen aerodynamischen Durchmesser von 2,5 µm.

Die in der Luft verteilten Partikel (Schwebstaub) stellen in höherer Konzentration eine potentielle gesundheitli- che Gefährdung für die Bevölkerung im Hinblick auf Atemwegserkrankungen dar. Davon können einzelne Risi- kogruppen in besonderem Maße betroffen sein. Dabei sind die Feinstäube besonders gesundheitsschädlich, weil sie durch den Atemtrakt bis in die Lungenbläschen transportiert werden und sich dort zusammen mit am Staub haftenden Stoffen ablagern können.

Ruß

Ruß entsteht bei der unvollständigen Verbrennung von Kohlenwasserstoffen und besteht überwiegend aus Koh- lenstoff. Ruß ist partikelförmig und weist eine komplexe Oberfläche auf, an der sich - ähnlich der Aktivkohle - organische Verbindungen anlagern können. Ruß wird als Luftverunreinigung mit kanzerogenem (krebserregen- dem) Potential betrachtet. Die Rußemissionen im Straßenverkehr stammen aus den Abgasen von Dieselfahrzeu- gen und aus dem Reifenabrieb. Der Feinstaub PM10 (siehe Stichwort PM10) besteht in Großstädten zu ca. 15 % bis 25 % der Masse aus Ruß - es ist also eine Teilmenge von PM10. Seit der Aufhebung der Verordnung 23.BImSchV existiert für Ruß kein Grenzwert mehr.

Stickstoffoxide, NO2, NOx

Stickstoffmonoxid (NO) und Stickstoffdioxid (NO2) werden unter dem Begriff Stickstoffoxide zusammenge- fasst. Diese entstehen hauptsächlich als Nebenprodukt bei der Verbrennung durch die Oxidation von Luftstick- stoff. Am Auspuffrohr von Otto-Motoren liegen die Stickstoffoxide im Allgemeinen zu ca. 90 % als Stickstoff- monoxid vor, das in der Atmosphäre zügig zu Stickstoffdioxid oxidiert wird. Im Abgas von Dieselmotoren ist der Anteil des direkt emittierten NO2 höher als bei Otto-Motoren. Der NO2-Volumenanteil (NO2-

Direktemissionen) kann weit über 20 % betragen. Die Emittentengruppe Kfz-Verkehr hat im städtischen Umfeld mit Abstand den größten Anteil an den Stickstoffoxid-Emissionen.

Stickstoffdioxid NO2 ist toxikologisch bedenklicher als NO. NO2 kann insbesondere die Atemwege schädigen.

Bei längerer Einwirkung können höhere Konzentrationen zu chronischer Bronchitis oder auch zu einer Erhöhung der Empfindlichkeit gegenüber Atemwegsinfektionen führen. Daneben besitzen die Stickstoffoxide auch pflan- zentoxische Wirkungen; so schädigen sie beispielsweise bei Bäumen die Oberschicht von Blättern und Nadeln.

Außerdem ist NO2 an der Entstehung von bodennahem Ozon in den Sommermonaten (photochemischer Smog) beteiligt.

Tagesgrenzwert-Äquivalent

Gemäß der 39. BImSchV (siehe Stichworte Grenzwert und Kurzzeitwerte) darf ein PM10-Tagesmittelwert von 50 µg/m³ an nicht mehr als 35 Tagen pro Jahr überschritten werden. Für Berlin wurde empirisch ermittelt, dass der Tagesgrenzwert mit einem Jahresmittelwert von knapp 30 µg/m³ statistisch gleichwertig ist. D.h. wenn der Jahresmittelwert 30 µg/m³ überschreitet, ist die Wahrscheinlichkeit hoch, dass der Tagesmittelwert von 50 µg/m³ mehr als 35 mal pro Jahr überschritten wird (Literaturhinweis /30/).

Ein PM10-Jahresmittelwert von 30 µg/m³ wird in der vorliegenden Untersuchung als Tagesgrenzwert- Äquivalent für PM10 bezeichnet.

Verkehrssituation, Fahrmuster

Die Emissionen aus dem Kraftfahrzeugverkehr werden in hohem Maße durch das Fahrverhalten und den Be- triebszustand der Kraftfahrzeuge bestimmt. Das typische Fahrverhalten innerorts besteht aus Kombinationen von Leerlauf im Stand, Beschleunigung, Fahrt mit konstanter Geschwindigkeit und Abbremsen. Die spezifischen Schadstoffemissionen der Kfz (Handbuch Emissionsfaktoren /12/) wurden für Fahrzyklen ermittelt, die auf re- präsentativen Untersuchungen innerhalb und außerhalb von Ortschaften basieren. Ein Fahrmuster steht für ein typisches Fahrverhalten und wird mit den Kenngrößen mittlere Geschwindigkeit und Dynamik beschrieben. Als Verkehrssituation wird eine bestimmte Kombination aus Fahrmustern bezeichnet, die durch Merkmale des Stra- ßenabschnittes wie Ausbaugrad, Geschwindigkeitsbegrenzung, Straßenfunktion etc. charakterisiert wird.

Vorbelastung, Zusatzbelastung, Gesamtbelastung

Als Vorbelastung werden im vorliegenden Gutachten die Luftschadstoffimmissionen bezeichnet, die ohne die Emissionen des betrachteten Bauvorhabens im Untersuchungsgebiet vorliegen.

Die Zusatzbelastung ist hier der Immissionsbeitrag, der durch den vorhabenbezogenen Straßenverkehr auf den untersuchten Straßenabschnitten verursacht wird.

Die Gesamtbelastung durch Luftschadstoffe ist allgemein die Summe aus Vorbelastung und Zusatzbelastung.

Meteorologische Daten

Für die Ausbreitungsberechnungen wurden die folgenden meteorologischen Daten verwendet:

Datensatz AKTerm Berlin-Tempelhof des Deutschen Wetterdienstes DWD (Quelle: /11/) Die Station liegt am Südrand des Flughafens Tempelhof etwa 2,5 km südlich des Zentrums von Berlin.

Stationsdaten:

Stationsnummer: 10384

Geographische Lage: Längengrad E 13°24’14’’ Breitengrad N 52°28’07’’

Stationshöhe: 49 m

Windmessung: 10 m über Gelände

Die gutachterliche Bestätigung des DWD zum repräsentativen Jahr wird auf der folgenden Seite wiedergegeben.

Abb.1.2-1: Windrichtungsverteilung sowie Häufigkeitsverteilung der Windgeschwindig- keiten und Ausbreitungsklassen

DWD-Messstation Berlin-Tempelhof, repräsentatives Jahr 1995

Az.: KU11A/A1292/08

Ermittlung eines repräsentativen Jahres

Ort: Berlin-Tempelhof Bezugszeitraum: 1992 – 2007

Repräsentatives Jahr: 1995

Für die Station Berlin-Tempelhof wurde aus einer 16 - jährigen Reihe (Bezugszeitraum 1992 bis 2007) ein "für Ausbreitungszwecke repräsentatives Jahr" ermittelt (gem. TA Luft 2002, Kap. 4.6.4.1). Dies wird in einem standardisierten Verfahren durchgeführt. Die Hauptkriterien zur Auswahl in der Reihenfolge ihrer Wichtung sind:

1. Häufigkeiten der Windrichtungsverteilung und ihre Abweichungen 2. Monatliche und jährliche mittlere Windgeschwindigkeit

3. Berücksichtigung von Nacht- und Schwachwindauswahl

4. Häufigkeiten der Großwetterlagen nach Hess/Brezowski („Katalog der Großwetterla- gen Europas“, Berichte des Deutschen Wetterdienstes Nr. 113, Offenbach a.M., 1969)

Es wird das Jahr ausgewählt, das in der Windrichtungsverteilung der langjährigen Bezugs- periode am nächsten liegt. Dabei werden zuerst primäre und sekundäre Maxima der Wind- richtung verglichen. Alle weiteren Windrichtungen werden in der Reihenfolge ihrer Häufigkei- ten mit abnehmender Gewichtung ebenso verglichen und bewertet.

Monatliche und jährliche mittlere Windgeschwindigkeiten (ff) werden ebenso auf ihre Ähnlich- keiten im Einzeljahr mit der langjährigen Bezugsperiode verglichen. Das Jahr mit der nied- rigsten Abweichungssumme wird ermittelt. Diese Bewertungen werden für das Gesamtkol- lektiv und für die Auswahl der Nacht- und Schwachwindlagen durchgeführt (ff ≤ 3 m/s).

Das so primär aus Windrichtung und sekundär aus Windgeschwindigkeit ermittelte „ähnlichs- te Jahr“ wird nun verglichen auf Übereinstimmung in den Großwetterlagen.

Für den Standort Berlin-Tempelhof wurde aus der oben genannten Bezugsperiode und nach den aufgeführten Kriterien das Jahr 1995 als repräsentativ ausgewählt.

Offenbach, den 13. Juni 2008

gez. gez.

Dipl.-Met. Johann-Dirk Hessel Dipl.-Met. Karl Hoffmann

Leiter KU 11 Bearbeiter

Berechnungsmodell der Kfz-Emissionen

Für die Berechnung der Schadstoffemissionen wird das Programm IMMIS^em, Version 5.4, Fa. IVU Freiburg /57/, eingesetzt. In Anlage 2 sind die Eingangsdaten für die Ermittlung der Kfz-Emissionen aufgeführt, die der verkehrli- chen Situation des Untersuchungsgebietes entsprechen. Die Schadstoffemissionen sind sowohl von der nach Ver- kehrsgutachten ermittelten Verkehrsstärke /50/, als auch von dem jeweiligen Fahr- und Nutzungsverhalten abhängig.

Die Parameter Straßentyp, Tempolimit, Typ Kaltstart, LOS1 bis LOS4 (levels of service) und Anzahl der Fahrspu- ren (Spuren) in Anlage 2 beschreiben das Fahrverhalten entsprechend der örtlichen Gegebenheiten. Dies beinhaltet z.B. die Fahrgewohnheiten mit Tempoüber- und Tempounterschreitungen der zulässigen Geschwindigkeit und die Häufigkeit der Anhalte-, Brems- und Anfahrsituationen aufgrund der lokalen Nutzung oder aufgrund von Lichtsig- nalanlagen. Somit ermöglichen die Eingabedaten eine detaillierte Modellierung von Auspuff- und Nicht-Auspuff- Emissionen (AWAR). Die Berechnung der Schadstoffemission ist nachfolgend ausführlich beschrieben.

Bei den durch Kraftfahrzeuge verursachten Schadstoffemissionen ist allgemein zu unterscheiden zwischen Emissio- nen aus dem Auspuff – hierbei werden „warme“ Emissionsfaktoren und Kaltstartzuschläge differenziert – und den Emissionen, die durch Reifen-, Brems- und Kupplungsabrieb, Straßenabrieb sowie Staubaufwirbelung verursacht werden. Letztere werden auch als Aufwirbelungs- und Abriebsemissionen (AWAR) bezeichnet und liefern bei Fein- staub PM10 und PM2,5 einen erheblichen Beitrag. Das verwendete Berechnungsmodell besteht deshalb aus folgenden Komponenten:

1. Auspuffemissionen für den warmen Betriebszustand 2. Kaltstartmodell

3. Modellierung der Aufwirbelungs- und Abriebsemissionen (AWAR) von PM10

4. Berechnung der PM2,5-Emissionen

1. Auspuffemissionen für den warmen Betriebszustand

Die Auspuffemissionen der Fahrzeuge einer Fahrzeugkategorie (Pkw, Lkw) werden mit Hilfe des Handbuchs für Emissionsfaktoren HBEFa, Version 3.1 in Abhängigkeit von der Verkehrssituation, der Längsneigung der Fahrbahn und des Bezugsjahres ermittelt. Über das Bezugsjahr wird im HBEFa die Zusammensetzung der Fahrzeugflotte bestimmt. Zukünftige Entwicklungen der Abgasnormen und des voraussichtlichen Anteils der Fahrzeuge, die eine bestimmte Abgasnorm erfüllen, sind hierbei berücksichtigt.

Der Anteil leichter Nutzfahrzeuge (LNF < 3,5 t) – Kleintransporter, Kleinbusse, Wohnmobile etc. – wurde gemäß den Erkenntnissen zur Aufstellung des Berliner Luftreinhalteplans /51/ mit 7,8 % auf allen Straßen abgeschätzt. Der Anteil an Krafträder (Motorräder) wurde mit 1,0 % angenommen.

Die Auspuffemissionen für den warmen Betriebszustand richten sich nach dem Handbuch für Emissionsfaktoren (HBEFa) 3.1 /12/, das die Verkehrssituationen anhand von vier Dimensionen gliedert.

1. Gebietstyp - ländlicher/städtischer Raum

2. Funktionale Straßentypen (z.B. Hauptverkehrsstraße, Sammelstraße, Erschließungsstraße) 3. Tempolimit

4. Verkehrszustand: vier sogenannte LOS = levels of service

Die vier Verkehrszustände im HBEFa 3.1 sind wie folgt definiert (Zuordnung der LOS-Stufen wie im Programm IMMIS^em):

frei (free) = LOS 1

frei und stetig fließender Verkehr, konstante, eher hohe Geschwindigkeit, Geschwindigkeitsbandbreiten: 90 bis

>130 km/h auf Autobahnen, 45-60 km/h auf Straßen mit Tempolimit von 50 km/h. Verkehrsqualität A-B gemäß HCM (Highway Capacity Manual).

dicht (heavy) = LOS 2

flüssiger Verkehrsfluss bei starkem Verkehrsvolumen, vergleichsweise konstante Geschwindigkeit, Geschwin- digkeitsbandbreiten: 70-90 km/h auf Autobahnen, 30-45 km/h auf Straßen mit Tempolimit 50 km/h. Verkehrs- qualitätsstufen C-D gemäß HCM (Highway Capacity Manual).

gesättigt (saturated) = LOS 3

unstetiger Verkehrsfluss mit starken Geschwindigkeitsschwankungen bei gesättigtem / gebundenem Verkehrs- fluss, erzwungene Zwischenstops möglich, Geschwindigkeitsbandbreiten: 30-70 km/h auf Autobahnen, 15-30 km/h auf Straßen mit Tempolimit 50 km/h. Verkehrsqualitätsstufe E gemäß HCM (Highway Capacity Manual).

Stop+go = LOS 4

Stop+Go, starke Stauerscheinungen bis Verkehrszusammenbruch, Geschwindigkeitsschwankungen bei allge- meinen tiefer Geschwindigkeit. Geschwindigkeitsbandbreiten: 5-30 km/h auf Autobahnen, 5-15 km/h auf Stra- ßen mit Tempolimit 50 km/h.

Die Emissionsfaktoren werden im HBEFa für die relevanten Luftschadstoffe differenziert nach Fahrzeugkategorie (Pkw, leichte Nutzfahrzeuge LNF, schwere Nutzfahrzeuge SNF, Busse, Motorräder etc.) in Gramm pro Fahrzeug und gefahrenen Kilometer (g/(Fz km)) angegeben. Die Fahrzeugkategorien werden zu Pkw (inklusive LNF) und Lkw (inklusive Busse, Sattelschlepper etc.) zusammengefasst.

Für die im vorliegenden Gutachten untersuchten Straßen werden die in der Anlage 2 aufgeführten Parameter ge- wählt, die im Berechnungsmodell im Sinne eines konservativen Ansatzes hohe spezifische Emissionen ergeben. Die Verkehrsqualität auf den Straßen – also die Verteilung der DTV-Werte auf die vier verschiedenen Levels of Service (LOS) – wird mit dem in IMMIS^em implementierten LOS-Modell bestimmt, das auf Straßentyp abhängigen Kapazi- täten und vier wählbaren Tagesganglinien-Typen beruht.

Der Übergang von einem LOS in den nächsten hängt von der Verkehrsmenge und der Kapazität der Straße (Ausbau und Anzahl der Fahrspuren) ab. Der LOS wird jeweils als Anteil an der DTV angegeben.

Der Anteil, den schwere Nutzfahrzeuge (SLKW und Busse) an der Entstehung von Verkehrsstörungen im Vergleich zu PKW haben (durch Rangieren, Parken und Be- und Entladen), wird in IMMIS^em, Version 5.4 durch einen Wich- tungsfaktor berücksichtigt. Bei dem verwendeten Wichtungsfaktor von 2 (Standardeinstellung für alle Varianten) entspricht ein schweres Nutzfahrzeug zwei PKWs.

Durch einen Schwellwert der Kapazitätsauslastung wird berücksichtigt, dass im gesättigten Verkehrsfluss bereits Stop+go-Fahrten impliziert sind. Der Wert von 20 % bewirkt, dass 20 % der Fahrzeuge, die den gesättigten Ver- kehrszustand (LOS 3) erreichen, direkt vom dichten Verkehrszustand (LOS 2) in den Stop+go wechseln und stellt somit eine konservative Betrachtung der Emissionen aufgrund defensiven Fahrverhaltens dar.

2. Kaltstartmodell

Zu den Emissionen im warmen Betriebszustand sind Kaltstartzuschläge hinzuzurechnen, die von einer Reihe von Einflussfaktoren abhängen: Umgebungstemperatur beim Startvorgang, Fahrtlängen anschließend an den Startvor- gang, Standzeiten, Fahrmuster. Startzuschläge werden im HBEFa 3.1 in g/(Startvorgang x Fz) für Pkw und leichte Nutzfahrzeuge (LNF) angegeben.

Für die Emissionsberechnungen sind grundsätzlich Kenntnisse über die bereits zurückgelegte Fahrstrecke der auf einem Streckenabschnitt vorhandenen Fahrzeuge notwendig. Diese Fahrtweitenverteilung ist unter anderem abhän- gig von der Fahrzeugart, der Tageszeit, der Art des Gebietes und dem Wochentag. Neben der Länge der zurückge- legten Strecke bestimmt auch die Dauer des Abstellens des Fahrzeugs vor Antritt der Fahrt maßgeblich die Höhe der Kaltstartemissionen und auch der Verdampfungsemissionen.

Aus den im HBEFa angegebenen Startzuschlägen pro Startvorgang und Fahrzeug werden im verwendeten Berech- nungsmodell IMMIS^em/luft gemäß dem in der VDI-Richtlinie 3782 Blatt 7 Anlage G /9/ vorgeschlagenen Kaltstart- modell streckenbezogene Kaltstartzuschläge berechnet. Zugrundegelegt werden die drei funktionalen Straßentypen Wohn-, Geschäfts- oder Einfallstraße (in der englischen Fassung des HBEFa mit "residential", "commercial" und

"radial" bezeichnet). Die Typ-Zuordnung ist in der Anlage 2 angegeben.

3. Modellierung der Aufwirbelungs- und Abriebsemissionen (AWAR) von PM10

Wie Untersuchungen zu den verkehrsbedingten Partikelemissionen zeigen, entstammt ein großer Anteil der Fein- staub-Emissionen nicht dem Auspuff der Fahrzeuge, sondern entsteht durch Aufwirbelung von auf der Stra- ßenoberfläche liegenden Partikeln sowie durch Straßen-, Reifen-, Kupplungs- und Bremsabrieb. Dieser Anteil der Partikelemissionen – abgekürzt mit AWAR – ist in den Emissionsfaktoren des Handbuchs für Emissionsfaktoren nicht enthalten.

Mit der Methode von Düring und Lohmeyer wurde gemäß einer Studie von 2011 /13/ ein Satz von nicht motorbe- dingten PM10-Emissionsfaktoren (Pkw und Lkw) vorgeschlagen, der auf der Systematik des HBEFa 3.1 basiert.

In IMMIS^em wurde dieser Ansatz wie folgt umgesetzt: Die PM10-AWAR-Emissionsfaktoren von Düring 2011 wer- den den neuen Verkehrssituationen des HBEFa 3.1 zugeordnet. Die PM10- AWAR-Emissionsfaktoren für die hier zutreffenden Verkehrssituationen sind in der Tabelle 1.3-1 dargestellt.

Tabelle 1.3-1: PM10-Emissionsfaktoren für Aufwirbelung und -Abrieb (AWAR) in IMMIS^em 5.4

Verkehrssituation Zulässige Geschwindigkeit

PM10-AWAR-Emissionsfaktoren in mg/(Fz km)

Pkw inkl. LNF Lkw

LOS1 LOS2 LOS3 LOS4 LOS1 LOS2 LOS3 LOS4 Erschließungsstraße /

Access residential 30 26 35 45 45 280 500 1200 1200

Hauptverkehrsstraße /

Local collector 50 26 33 40 45 100 350 700 1200

Städtische Magistrale/

Distributor secondary 50 26 33 35 45 100 350 500 1200

4. Berechnung der PM2,5-Emissionen

Die Kfz-bedingten PM2,5-Emissionen werden nach EMEP/EEA /15/ berechnet:

Die Aufwirbelungs- und Abriebemissionen unterteilen sich dabei in Reifenabrieb, Bremsabrieb und Straßenabrieb.

Aufwirbelung wird derzeit nicht berücksichtigt. Das Emission Inventory Guidebook gibt dabei für TSP (total sus- pended particle) Berechnungsvorschriften an. Die Emissionsfaktoren für PM2,5 können über den Massenanteil der Korngrößenverteilung ermittelt werden. Der Massenanteil f der PM2,5-Fraktion an TSP beträgt 42 % für Reifenab- rieb, 39 % für Bremsabrieb und 27 % für Straßenabrieb.

Der Emissionsfaktor ermittelt sich nach dem Emission Inventory Guidebook nach Formel (1) Ss

j s EFTSP f

F = ⋅ ⋅

, s ,

j

Es, (1)

EF Emissionsfaktor in [mg/km]

f Massenanteile an TSP

EFTSP TSP-Emissionsfaktor in Abhängigkeit von der Fahrzeugklasse (Tabelle 1.3-2) S Geschwindigkeitskorrekturfaktor

s Nicht-Auspuff Quelle für Partikel (Reifen-, Brems-, Strassenabrieb) j Fahrzeugklasse

Der Geschwindigkeitskorrekturfaktor S wird nur bei der Berechnung des Emissionsfaktors von Reifen- und Brems- abrieb angesetzt und ergibt sich aus:

Reifenabrieb: Bremsabrieb:

v < 40 km/h S = 1.39 v < 40 km/h S = 1.67

v > 90 km/h S = 0.902 v > 90 km/h S = 0.185

sonst S = -0.00974 * v + 1.78 sonst S = -0.00270 * v + 2.75

Als Geschwindigkeit v werden die mittleren Geschwindigkeiten aus dem HBEFa verwendet, die dort in Abhängig- keit von der Verkehrssituation als Kombination aus Gebiet, Straßentyp, Tempolimit und Level of Service hinterlegt sind.

Die Emissionsfaktoren für TSP nach EMEP/EEA in Abhängigkeit von der Fahrzeugklasse sind in Tabelle 1.3-2 zusammengefasst.

Tabelle 1.3-2: Emissionsfaktoren TSP nach Fahrzeugklasse

Fahrzeugklasse

Emissionsfaktoren TSP [mg/km]

Reifenabrieb Bremsabrieb Straßenabrieb

Motorräder 4,6 3,7 6,0

PKW 10,7 7,5 15,0

LNfz 16,9 11,7 15,0

SNfz siehe Formel (2) siehe Formel (3) 76,0

Der Emissionsfaktor TSP für schwere Nutzfahrzeuge berechnet sich nach folgenden Ansätzen:

Reifenabrieb:

) 38 , 1 41 , 1 ( ) ( 2 Achsen TSP)

(E BG

PKW EFTSP N

F SNfz= ⋅ ⋅ + ⋅ (2)

Bremsabrieb:

) 79 , 0 1 ( ) ( 13 , 3 TSP)

(E BG

PKW EFTSP

F SNfz= ⋅ ⋅ + ⋅ (3)

(EFTSP)SNfz Emissionsfaktoren TSP für schwere Nutzfahrzeuge (EFTSP)PKW Emissionsfaktoren TSP für PKW

NAchsen Achsenzahl

BG Beladungsgrad

Der Beladungsgrad wird analog zur Berechnung der warmen Emissionsfaktoren im HBEFA 3.1 auf 50 % gesetzt.

Die mittlere Achsenzahl der schweren Nutzfahrzeuge (schwere LKW, Reisebusse und Linienbusse) wird in Düring 2011 aus dem HBEFA abgeleitet und unabhängig vom Bezugsjahr für Innerortsstraßen, Autobahnen und Außerorts- straßen getrennt festgelegt. Für Straßen Innerorts wird die mittlere Achsenzahl von 3 gewählt.

Rechenprogramm zur Luftschadstoffausbreitung MISKAM

Das Programm MISKAM wurde von Dr. Joachim Eichhorn an der Universität Mainz programmiert /18/. Es wird über das Büro Giese-Eichhorn, umweltmeteorologische Software, 55263 Wackenheim gepflegt und weiterentwi- ckelt. Für die vorliegende Untersuchung wurde die Einbindung von MISKAM unter der SoundPLAN-Oberfläche verwendet. SoundPLAN organisiert die Modellbildung und Rechenlaufsteuerung und dient zur Auswertung und Darstellung der Ergebnisse.

MISKAM ist ein prognostisches Feinscreening-Modell. Bei der Berechnung des Windfeldes wird das Untersu- chungsgebiet dreidimensional fein gerastert und in kleine Quaderstrukturen zerlegt. Gebäude werden als „blockierte Zellen“ in der Rasterstruktur nachgebildet und entsprechend ihrer Wandhöhe auf vertikale Rasterzellen aufgeteilt.

Ausgehend von einer klassifizierten Windstatistik wird für jede Windklasse ein Einströmprofil ermittelt. Für jedes Einströmprofil wird modelliert, wie sich der Einströmimpuls von Zelle zu Zelle fortsetzt. Dieser Vorgang wird so lange wiederholt, bis sich ein stationäres Windfeld eingestellt hat. Die Stationaritätskriterien werden im Rechenlauf definiert.

Nach Erreichen der Stationarität des Windfeldes wird auf ähnlichem Weg die Ausbreitung von Schadstoffen be- rechnet. In einer Folge von Zeitschritten wird ermittelt, welche Schadstoffkonzentrationen sich auf Dauer einstellen.

Im Ergebnis werden Mittelwerte, Perzentile oder Schwellenwert-Überschreitungen für jeden voreingestellten Schad- stoff berechnet.

In MISKAM lassen sich Punkt-, Linien- und Flächenquellen sowie Straßen definieren. Um die durch den Fahrzeug- verkehr verursachte Turbulenz in der Straßenschlucht zu simulieren, wurden die Emissionsbänder der Straßenquel- len jeweils auf drei vertikale Schichten (Schicht 2: 0,33-0,66 m, Schicht 3: 0,66-1,0 m, Schicht 4: 1-2 m über Gelän- de für bodennahe Quellen) verteilt. In der untersten Schicht (hier Schicht 1: 0 - 0,33 m) dürfen sich keine Emissi- onsquellen befinden. Die Fahrbahnbreiten und damit die Breiten der Emissionsbänder wurden entsprechend der Breite der Richtungsfahrbahnen definiert. Die Quellbreite im Raster wird außerdem durch die Maschenweite be- stimmt. Vor der Berechnung werden alle Straßenquellen entsprechend dem Emissionsanteil in der Zelle zu Punkt- quellen in der Mitte einer Rasterzelle umgewandelt.

Rechengebiet und Modelleinstellungen

Ein MISKAM-Rechengebiet definiert, wie der Untersuchungsraum in ein dreidimensionales Raster zerlegt wird.

Dabei gibt es ein inneres Rechengebiet, für das die Ergebnisse (Schadstoffimmissionen) berechnet werden sollen, und eine automatisch erzeugte Erweiterung um mehrere Rasterspalten bzw. -zeilen, um rechnerische Einschwingef- fekte aufzufangen.

Die Abbildungen 1.4-1 und 1.4-2 zeigen die MISKAM-Rechengebiete in den untersuchten Hotspot-Gebieten je für den Prognoseplanfall. Erkennbar ist das Untersuchungsgebiet mit den geplanten Gebäuden (rosa) und das feinma- schige Raster (braun). Das grobmaschige Raster der Außenzellen zur Berechnung der Anströmverhältnisse ist grün dargestellt.

Die Modellierung der Windströmung wurde mit folgenden Parametern durchgeführt:

- 12 Sektoren der Anströmung mit 30° Breite, 5 Windgeschwindigkeitsklassen - neutrale Schichtung

- Rauhigkeitslänge Boden: 10 cm

- Rauhigkeitslänge Wände: 1 cm

- Rauhigkeitslänge 1D-Initialisierung: 10 cm

- Abbruchkriterium: Stationarität

Die Berechnung der Immissionskonzentrationen erfolgte mit folgenden Einstellungen:

- Jahreszeitreihe AKTerm Berlin-Tempelhof (klassifiziert wie oben beschrieben) - Upstream-Advektionsschema

- Maximale Anzahl der Zeitschritte: 4000

Folgende Einstellungen wurden für das Rechengebiet im Untersuchungsgebiet am Hotspot Tempelhofer Damm gewählt:

Rasterzellen: 470 Zellen à 1,5 m in x-Richtung,

250 Zellen à 1,5 m in y-Richtung

Außenzellen: oben: 35 Zellen, Faktor 1,10 links: 30 Zellen, Faktor 1,10 rechts: 35 Zellen, Faktor 1,10 unten: 30 Zellen, Faktor 1,10

Vertikale Schichten in m: 0, 0,33, 0,66, 1, 2, 3, 4, 5, 6, 8, 10, 12, 14, 16, 18, 20, 22, 24, 26, 30, 36, 42, 50, 60, 70, 80, 90, 100, 120, 150, 200, 250, 350, 450, 500

Drehung: 89° (Ausrichtung parallel zu den Bestandsgebäuden am Tempelhofer Damm)

Abbildung 1.4-1: Skizze des MISKAM-Rechengebietes Hotspot Tempelhofer Damm

(Rasterzellen nicht in tatsächlicher Größe dargestellt)

Folgende Einstellungen wurden für das Rechengebiet im Untersuchungsgebiet am Hotspot Südring gewählt:

Rasterzellen: 470 Zellen à 1,5 m in x-Richtung,

250 Zellen à 1,5 m in y-Richtung

Außenzellen: oben: 35 Zellen, Faktor 1,10 links: 35 Zellen, Faktor 1,10 rechts: 35 Zellen, Faktor 1,10 unten: 20 Zellen, Faktor 1,10

Vertikale Schichten in m: 0, 0,33, 0,66, 1, 2, 3, 4, 5, 6, 8, 10, 12, 14, 16, 18, 20, 22, 24, 26, 30, 36, 42, 50, 60, 70, 80, 90, 100, 120, 150, 200, 250, 350, 450, 500

Drehung: 150° (Ausrichtung parallel zum Verlauf der BAB A 100)

Abbildung 1.4-2: Skizze des MISKAM-Rechengebietes Hotspot Südring

(Rasterzellen nicht in tatsächlicher Größe dargestellt)