Durch die Limitierung verschiedener Luftschadstoffe zum Schutz der menschlichen Gesundheit und der Vegetation rückte in den letzten Jahren die Luftqualität an Straßen vielerorts in den Mittelpunkt des öffentlichen Interesses. Da Luftverunreinigungen kein nationales Problem darstellen und nicht an Landesgrenzen halt machen, wurden von der EU Luftqualitätsrichtlinien erlassen. Diese enthalten Grenz- und Zielwerte für verschiedene Luftschadstoffe.

Nachdem in den vergangenen Jahren insbesondere die Einhaltung der Grenzwerte für Feinstaubpartikel PM₁₀ Probleme bereitete und als verkehrspolitisch weitreichendste Maßnahme Umweltzonen eingeführt wurden, werden zukünftig die Stickoxide in Ballungsräumen und in Straßennähe das größere Problem darstellen.

Die Umsetzung der neuen Luftqualitätsrichtlinie 2008/50/EG in nationales Recht erfolgte im Jahr 2010 durch die Einführung der 39. Bundesimmissionsschutzverordnung (BImSchV), die die 22. BImSchV sowie die 33. BImSchV ablöst. Die geltenden Grenz-, Alarm- und Zielwerte, insbesondere PM₁₀-Tages- und NO₂-Jahresgrenzwert wurden bei der Überarbeitung bestätigt. Gegenüber den weiteren Regelungen haben sich Neuerungen ergeben.

Darüber hinaus wurde ebenfalls im Jahr 2010 das neue Handbuch für Emissionsfaktoren HBEFa 3.1 veröffentlicht. Dieses dient neben Anderen auch dem Merkblatt über Luftverunreinigungen an Straßen MLuS als Datengrundlage für die Emissionsberechnungen. Eine Überarbeitung des MLuS ist daher notwendig geworden und wird derzeit in einem Projekt der BASt durchgeführt. Neben den neuen Emissionsfaktoren werden noch weitere Aktualisierungen vorgenommen.

 Der Fachvortrag zur Veranstaltung ist im Volltext verfügbar. Das PDF enthält alle Bilder und Formeln.

1 Einleitung

Durch die Limitierung verschiedener Luftschadstoffe zum Schutz der menschlichen Gesundheit und der Vegetation rückte in den letzten Jahren die Luftqualität an Straßen vielerorts in den Mittelpunkt des öffentlichen Interesses. Da Luftverunreinigungen kein nationales Problem darstellen und nicht an Landesgrenzen halt machen, wurden von der EU Luftqualitätsrichtlinien erlassen. Diese enthalten Grenz- und Zielwerte für verschiedene Luftschadstoffe.

Die Luftverunreinigungen entstammen zumeist anthropogenen Quellen, z. B. industriellen Prozessen wie Verbrennung und mechanischer Zerkleinerung, Hausbrand, Landwirtschaft bei Bestellung der Felder und Massentierhaltung sowie dem Verkehr, wobei zwischen motorbedingten Abgasen und Ruß- sowie Abriebs- und Aufwirbelungspartikeln unterschieden wird. Sie können jedoch auch natürlichen Ursprungs sein, wie z. B. von Vulkanausbrüchen, Sahara- und Agrarstaub-Ereignissen, der Erzeugung von Aerosolen durch Seesalz sowie Pollen- oder Pilzsporenflug. Sie beeinflussen zum einen den Strahlungshaushalt der Erde und damit auch das Klima nachhaltig, zeichnen sich aber ebenso durch ihr gesundheitliches Schadenspotenzial aus. Dieses reicht über Atemwegs- bis hin zu Herz-Kreislauf-Erkrankungen. Es muss beachtet werden, dass das Verhalten der Luftschadstoffe stark von meteorologischen Parametern, Tages- oder Jahreszeit sowie dem jeweiligen Wochentag abhängt.

Nachdem in den vergangenen Jahren insbesondere die Einhaltung der Grenzwerte für Feinstaubpartikel PM₁₀ Probleme bereitete und als verkehrspolitisch weitreichendste Maßnahme Umweltzonen eingeführt wurden, werden zukünftig die Stickoxide in Ballungsräumen und in Straßennähe das größere Problem darstellen.

2 Rechtliche Neuerungen und Überarbeitungen im Regelwerk

39. Bundesimmissionsschutzverordnung

Durch die Einführung der 39. Bundesimmissionsschutzverordnung erfolgte die Umsetzung der neuen Luftqualitätsrichtlinie 2008/50/EG in nationales Recht. Die 22. BImSchV sowie die BImSchV werden durch die 39. BImSchV abgelöst (siehe Bilder 1 und 2). Grenz-, Alarm- und Zielwerte wurden bei der Überarbeitung nicht geändert. Grenzwerte für Kurz- und Langzeitmittelwerte für verschiedene Luftschadstoffe wurden bis Mitte 2010 in der 22. Bundesimmissionsschutzverordnung (BImSchV) geregelt. So gelten für PM₁₀ ein Jahresmittelgrenzwert von 40 µg/m³ und ein Tagesmittelgrenzwert von 50 µg/m³. Letzterer darf an 35 Tagen pro Kalenderjahr überschritten werden. Stickstoffdioxid NO₂ ist limitiert auf einen Jahresmittelgrenzwert von 40 µg/m³ und ein Stundenmittelgrenzwert von 200 µg/m³, der 18 Mal pro Kalenderjahr überschritten werden darf (siehe Tabelle 1).

Bild 1: Schema der bisher geltenden EU-Richtlinien und deren Umsetzung in nationales Recht

Bild 2: Schema über die Neuregelungen im europäischen und nationalen Recht

Tabelle 1: Grenzwerte für die Schadstoffe PM₁₀ und NO₂ gemäß 39. BImSchV

Gegenüber den weiteren Regelungen haben sich Neuerungen ergeben, wie z. B.:

• Limitierung der kleineren Feinstaubfraktion PM₅,
• Verbesserung der Regelungen zur Behandlung natürlicher Emissionen,
• erstmals die Möglichkeit zur Fristverlängerung für die Einhaltung der Grenzwerte (PM₁₀, NO₂, Benzol) unter strengen Auflagen.

Neues Handbuch für Emissionsfaktoren HBEFa 3.1

Ebenfalls im Jahr 2010 wurde das neue Handbuch für Emissionsfaktoren HBEFa 3.1 veröffentlicht. Dieses dient neben Anderen auch dem „Merkblatt über Luftverunreinigungen an Straßen ohne oder mit lockerer Randbebauung“ (MLuS) als Datengrundlage für die Emissionsberechnungen.

Überarbeitung MLuS 02, geänderte Fassung 2005

Eine Überarbeitung des MLuS ist daher notwendig geworden und wird derzeit in einem Projekt der BASt durchgeführt. Neben den neuen Emissionsfaktoren werden noch weitere Aktualisierungen vorgenommen, wie z. B.:

• Einarbeitung E-Faktoren aus neuem HBEFa 1,
• vereinfachtes Chemiemodell für Konversionsberechnung,
• neue Vorbelastungen und Reduktionsfaktoren (abgestimmt mit UBA und LAI),
• Erweiterung LSW-Modul auf 10 m,
• Anpassung PM₁₀-Aufwirbelung und Abrieb an HBEFa 1,
• Bezugsjahre 2005 bis 2030,
• Lkw nur noch als > 3,5 t.

3 Stickoxidbelastung an Verkehrswegen

Zu den Quellen der Stickoxide NO_x in der Umgebungsluft gehören vor allem Verbrennungsprozesse, wobei im Jahr 2006 44 % der NO_x-Emissionen dem Straßenverkehr zugerechnet werden konnten [UBA, 2008]. Der Einfluss der straßenverkehrsbedingten Schadstoffe kann dabei sogar in mehreren 100 Metern Entfernung von der Fahrbahn nachgewiesen werden [Gilbert et al., 2007].

Durch Weiterentwicklungen der Fahrzeug-Motoren in den vergangenen Jahrzehnten und einer Erneuerung der Fahrzeugflotte, die zu einer kontinuierlichen Abnahme der Kfz-NO_x-Gesamt-Emissionen führte, wurden zunächst Annahmen bestätigt, dass auch die Luftschadstoff-Immissionen an Verkehrswegen deutlich zurückgehen. Hierbei wurde jedoch vor allem das Gesamt-NO_x betrachtet, die Relationen von NO zu NO₂ hingegen vernachlässigt. Seit einiger Zeit haben nun Untersuchungen gezeigt, dass das NO/NO₂-Verhältnis deutschlandweit ab- und somit der Anteil des NO₂ am NO_x zugenommen hat [Fachgespräch, 2005; Fischer et al., 2006; Baum, 2008]. Diese Stagnation und teilweise Zunahme kann auch in den Daten der Bundesanstalt für Straßenwesen zur Entwicklung der Stickoxidbelastung an der BAB A 4 nachvollzogen werden (siehe Bilder 3 und 4).

Für diese Entwicklung werden mittlerweile mehrere Gründe diskutiert [Dünnebeil und Lambrecht, 2005; Fischer et al., 2006; BMU, 2006]:

1) Zunahme der O₃-Hintergrundkonzentration

Bei den photochemischen Prozessen, an denen die Stickoxide und das Ozon beteiligt sind, finden hauptsächlich zwei gegenläufige Prozesse zur selben Zeit statt. Der erste, der durch die Zerlegung des NO₂ durch den kurzwelligen Anteil der Sonnenstrahlung in NO und O und anschließender Verbindung von O und O₂ zu O₃ für die Neubildung des O₃ verantwortlich ist, überwiegt bei starkem Sonnenlicht, sofern ausreichend NO vorhanden ist:

(Formel in PDF)                                                            (1)

Ansonsten setzt sich der zweite Reaktionsprozess durch, der über die Verbindung von O₃ und NO und Umwandlung zu O₂ und NO₂ insbesondere in den Nachtstunden für den Abbau des O₃ sorgt:

(Formel in PDF)                                                                     (2)

Dabei erfolgt der Abbau des O₃ durch die Verbindung mit NO schneller als die O₃-Neubildung. So wird in der Nähe von stark frequentierten Straßen und Autobahnen, wo reichlich NO vorhanden ist, der O₃-Gehalt der Luft zunächst verringert. Erst in einiger Entfernung steigt er wieder an und übertrifft schließlich die Ozon-Werte in der Umgebung der Emissionsquelle, wenn unter anhaltend starker Sonneneinstrahlung die langsameren photochemischen Prozesse zum Abschluss gelangen, da die Stickoxidgehalte mit der Entfernung von der Straße abnehmen. Zusätzlich kann eine Abnahme von NO-Konzentrationen starker Emissionsquellen, wie z. B. Verkehrswegen, zu einem Anstieg der O₃-Werte führen, da weniger O₃ mit NO zu NO₂ reagieren kann.

Bild 3: Entwicklung der NO-Konzentration am Messquerschnitt an der A 4 in unterschiedlichen Entfernungen zur Autobahn für die Kalenderjahre 1987 bis 2009 (Jahresmittelwerte)

Bild 4: Entwicklung der NO₂-Konzentration am Messquerschnitt an der A 4 in unterschiedlichen Entfernungen zur Autobahn für die Kalenderjahre 1987 bis 2009 (Jahresmittelwerte)

Darüber hinaus treten Reaktionen mit flüchtigen organischen Kohlenwasserstoffverbindungen VOC und OH-Radikalen auf.

Durch den Klimawandel treten nun häufiger Hochdruckwetterlagen auf. Dies führt zu einer Abnahme des Wolkenbedeckungsgrades und somit zu erhöhter Globalstrahlung. Hinzu kommen geringere Windgeschwindigkeiten und damit eine geringere Durchmischung der Atmosphäre, so dass eine erhöhte O₃-Produktion stattfinden kann. Ist mehr O₃ in der Troposphäre vorhanden, so kann auch mehr NO in NO₂ gemäß Gleichung (2) umgewandelt werden.

2) Einführung von Oxidationskatalysatoren für Diesel (CRT für SNfz)

Als weiterer Grund für die Zunahme von Stickstoffdioxid-Konzentrationen an Straßen wird der vermehrte Einsatz der kontinuierlich regenerierenden Partikelfilter (CRT: Continuously Regenerating Trap) seit etwa 1993 (Ende EURO1/Beginn EURO2) zur Minderung der Ruß- Emissionen bei Dieselfahrzeugen diskutiert. Sie bestehen aus einem Partikelfilter zur Abscheidung von Verbrennungsrückständen (Rußpartikeln) und einem Oxidationskatalysator, der dem Filter vorgeschaltet ist [UBA, 2003].

In den CRT-Filtern wird zunächst im Katalysator NO mit Sauerstoff zu NO₂ oxidiert. Die im Filter angesammelten Partikel entziehen dann dem NO₂ Sauerstoff O₂ und werden dabei verbrannt. Im Idealfall entstehen bei diesem Vorgang Stickstoff N₂, Kohlendioxid CO₂ und Wasser H₂O. Jedoch muss für die Reaktion ein Temperaturbereich von 250 bis 400 °C eingehalten werden. Zu niedrige Abgastemperaturen führen zu einer Überladung des CRT-Filters, was einen Verlust von Motorleistung zur Folge hat. Wird daraufhin mehr Gas gegeben, steigt die Abgastemperatur, der Filter brennt unkontrolliert ab und kann zerstört werden. Bei zu hohen Abgastemperaturen wird wiederum mehr NO₂ produziert als zum Oxidieren der Partikel benötigt wird. So entsteht ein Überschuss an Stickstoffdioxid. Insgesamt muss jedoch ein NO₂-Überschuss gebildet werden, damit der Filter jederzeit einwandfrei funktioniert, was letztendlich einen erhöhten NO₂-Ausstoß zur Folge hat.

So werden in Fahrzeugen, die mit diesen Systemen ausgerüstet sind, bereits im Abgasstrang bis zu 50 % des NO in NO₂ umgewandelt und als primäres NO₂ emittiert [BMU, 2006].

Bei schweren Nutzfahrzeugen (SNfz) werden erhöhte NO₂-Primäremissionen bei den Fahrzeugen beobachtet, die mit einer Kombination aus Oxidationskatalysator und einem Dieselpartikelfilter ausgestattet sind. Hier werden 60 % der Stickoxide als NO₂ emittiert [BMU, 2006].

3) Zunahme der Diesel-Fahrzeuge in der Gesamtflotte

Durch eine geringere Besteuerung des Diesel-Treibstoffs gegenüber Benzin hat in den letzten Jahren der Anteil der Diesel-Fahrzeuge an der Gesamtflotte zugenommen. In den vergangenen etwa zehn Jahren ist der Anteil der Diesel-Pkw bei den Neuzulassungen von 18 auf 48 Prozent gestiegen [KBA, 2006].

Da der NO_x-Grenzwert für Diesel-Pkw nach den gültigen Abgas-Normen noch immer dreimal so hoch ist wie der für Benziner (Tabelle 2), wirkt sich eine zunehmende Anzahl an Diesel-Fahrzeugen u. a. direkt und deutlich auf die Primäremissionen des NO_x aus.

Tabelle 2: Euro-Abgasnormen für den Schadstoff NO_x gemäß RL 98/69/EG und VO (EG) 715/2007

Zusammengenommen tragen wahrscheinlich insbesondere die beiden zuletzt beschriebenen Effekte zu einer Zunahme der NO₂-Konzentrationen in der Außenluft bei und die Einhaltung des Jahresmittelgrenzwertes der NO₂-Konzentration gemäß 39. BImSchV wirft vor allem in der Nähe von stark frequentierten Verkehrswegen große Probleme auf.

4 Auswirkungen von Stickoxiden auf die menschliche Gesundheit

Epidemiologische Studien zeigen einen Zusammenhang zwischen der langfristigen Wirkung erhöhter NO₂-Konzentrationen und der Abnahme der Lungenfunktion sowie der Zunahme der Gefahr von Erkrankungen des Respirationstraktes, also einen Einfluss auf die Morbidität [U.S.EPA, 1998, WHO, 2003]. Langzeitstudien konnten jedoch keinen Hinweis auf eine erhöhte Mortalität durch NO₂-Langzeit-Exposition geben [WHO, 2003]. In einer Abschätzung im Auftrag des Umweltbundesamtes durch Auswertung verschiedener Metaanalysen ergab sich ein relatives Mortalitätsrisiko von 0,6 und 1,3 % bei Zunahme des Maximums des NO₂-Stundenmittelwertes von 50 µg/m³. Bei einem Bezug auf die kumulative Belastung der vorangegangenen zwei bis fünf Tage lag das Mortalitätsrisiko bei 2 % [Lambrecht et al., 1999].

So konnte die Southern California Children´s Study in zwölf Südkalifornischen Städten zeigen, dass die Lungenfunktion bei Kindern zwischen 9 und 16 Jahren in Städten mit höherer NO₂-Konzentration geringer war als bei Kindern in Städten mit geringer NO₂-Belastung [Peters et al., 1999]. Dieser Zusammenhang konnte mit einer höheren Signifikanz bei Mädchen festgestellt werden. In der Schweizer SAPALDIA Studie [Ackermann-Liebrich et al., 1997] zeigte sich auch bei Erwachsenen eine Korrelation zwischen der Luftschadstoff-Exposition und einer Abnahme der Lungenfunktion. Dabei wurde kein Schadstoff einzeln betrachtet. Vielmehr wurde zusammenfassend festgestellt, dass die Schadstoffe SO₂, NO₂ und PM₁₀ aus der Verbrennung fossiler Kraftstoffe als Hauptverursacher der Lungenfunktionsstörungen betrachtet werden müssen. In einer späteren Studie konnte jedoch auch explizit der Einfluss von NO₂ dargestellt werden [Schindler et al., 1998]

Viele Untersuchungen beziehen sich außerdem auf den Zusammenhang von NO₂-Luftschadstoffbelastungen und akuter Bronchitis oder auch chronischen Lungenerkrankungen [Braun-Fahrländer et al., 1997; Shima und Adachi, 2000; Mc Connell et al., 1999; Zemp et al., 1999; Forsberg et al., 1997]. Da in den Studien oft mehrere Schadstoffe miteinander korrelieren, wie z. B. NO₂, PM_x und O₃, ist es jedoch oft auch schwer, die spezifischen Wirkungen allein des NO₂ auf die menschliche Gesundheit herauszuarbeiten [WHO, 2003].

Allein aufgrund epidemiologischer Studien kann kein direkter Zusammenhang zwischen der NO₂-Belastung und beobachteten Effekten bei Morbidität und Mortalität hergestellt werden. Bei einer Betrachtung auch anderer Untersuchungsarten, wie z. B. toxikologischer Studien, scheint es jedoch begründbar anzunehmen, dass NO₂ zumindest teilweise für negative Gesundheitseffekte durch den städtischen Luftschadstoff-Mix verantwortlich ist [Holgate et al., 1999]. Dies zeigt auch eine Meta-Analyse, die insgesamt 72 Publikationen aus den Jahren 1976 bis 2002 ausgewertet und einen systematischen Vergleich der aus dem Jahr 2003 stammenden Bewertungen der World Health Organisation (WHO) und der Kommission Reinhaltung der Luft im VDI (KRdL) zu den Luftqualitätsgrenzwerten für NO₂ durchgeführt hat [Baur und Latza, 2008].

Darüber hinaus hängen die gesundheitlichen Effekte oft auch von anderen Charakteristika ab, wie z. B. sozialer Status, Alter, Geschlecht, Ethnizität, anderen Erkrankungen, RaucherStatus etc. [WHO, 2003; Grineski et al., 2009].

5 Folgen für die Straßenplanung

Während eines Planfeststellungsverfahrens müssen die Umwelteinwirkungen durch den geplanten Verkehrsweg abgeschätzt werden. Es muss dabei sichergestellt werden, dass die Einhaltung der Luftschadstoffgrenzwerte möglich ist. Dies kann auch durch den Einsatz geeigneter Maßnahmen der Fall sein. Ein Straßenbauvorhaben ist dabei unzulässig, wenn allein durch den Schadstoffbeitrag der Straße die Grenzwerte nicht eingehalten werden können. Eine Zulässigkeit ist jedoch gegeben, wenn dargelegt wird, dass mit geeigneten Maßnahmen eine Einhaltung der Grenzwerte erreicht werden kann.

Neben anderen Maßnahmen in industriellen oder anderen Bereichen werden solche an bestehenden Verkehrswegen durch die Immissionsschutzbehörden der Länder in Luftreinhalteplänen festgelegt, die sich gegen alle beitragenden Emittenten richten. Die Maßnahmen müssen dabei dergestalt sein, dass die Grenzwerte überall dort eingehalten werden, wo Menschen längere Zeit den Schadstoffen ausgesetzt sind.

6 Verkehrliche Maßnahmen in der Literatur

Verkehrssperrungen

An Straßen wurden und werden anlässlich verschiedener Ereignisse Verkehrssperrungen durchgeführt. So führte am 8. Juli 2005 (Freitag) die Route der Tour de France durch die Karlsruher Innenstadt, wodurch die Sperrung zahlreicher zentral gelegener Hauptverkehrsstraßen erforderlich wurde. An einem dieser Verkehrswege, der Reinhold-Frank-Straße, befindet sich eine Luftqualitäts-Messstation des Landesmessnetzes Baden-Württemberg, das durch die Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg (LUBW) betrieben wird. So konnten die Daten des normalen Messbetriebes in Bezug auf den Einfluss der Totalsperrung ausgewertet werden. Die Untersuchungen haben gezeigt, dass sowohl die Stickstoffmonoxid (NO)- als auch die Stickstoffdioxid (NO₂)-Konzentrationen durch die Straßensperrung an dem genannten Freitag, der an diesem Standort üblicherweise ein Wochentag mit höchster Schadstoffbelastung ist, auf sonntägliche Konzentrationsniveaus abfallen. An Sonntagen ist auch innerstädtisch im Allgemeinen die geringste Belastung mit Luftschadstoffen zu beobachten [Scholz und Holst, 2007].

Ebenfalls im Kalenderjahr 2005 wurde die Bundesstraße B 112 (Leipziger Straße) in Frankfurt/Oder im Zeitraum vom 25. November bis zum 4. Dezember aufgrund von Arbeiten an einer querenden Eisenbahnbrücke einer Vollsperrung unterzogen. Da das Landesumweltamt Brandenburg in ca. 200 m Entfernung zur Baustelle eine Immissionsmessstation betreibt, konnte die Entwicklung der NO₂-Belastung vor, während und nach der Sperrung untersucht werden. Die Sperrung der Bundesstraße im Bereich der Brücke wirkte sich an der 200 m entfernten Messstelle des LUA Brandenburg durch eine Absenkung der Verkehrsmenge von 26.000 auf ca. 5.000 Kfz pro Tag aus. Diese Reduzierung der Verkehrsmenge um ca. 80 % zog eine Minderung der verkehrsbedingten Zusatzbelastung der Stickoxide NO_x sowie des NO₂ um ebenfalls 80 % nach sich [Friedrich und Schlegel, 2006].

Verkehrsverlagerungen

In einer Schweizer Studie wurde eine Sperrung des Gotthards aufgrund eines Felssturzes bei Grutnellen (Kanton Uri) im Mai 2006 und die darauffolgende Sperrung der A 2 und Umleitung des Verkehrs über den San Bernardino (A 13) in Bezug auf Änderungen der Luftqualität untersucht. Die Verlagerung des Verkehrs führte zu einer deutlichen Abnahme der Luftschadstoffbelastung an der A 2 und zu einer starken Zunahme derselben an der A 13. Die Messstationen an der A 2 zeigten Abnahmen von 64 bzw. 66 % bei der NO_x-Komponente sowie 60 bzw. 52 % in der NO₂-Komponente. Gleichzeitig stiegen die NO_x-Konzentrationen an den Stationen an der A 13 um 78 bzw. 95 % und die NO₂-Konzentrationen um 66 bzw. 72 %. Auch in den benachbarten, engen Alpentälern konnten deutliche Veränderungen in den Luftqualitätswerten festgestellt werden [Lötscher et al., 2006].

Geschwindigkeitsbegrenzungen

Neben Sperrungen von Verkehrswegen werden auch häufig Geschwindigkeitsbegrenzungen als geeignete Maßnahme zur Senkung von verkehrsbedingten Luftschadstoffen diskutiert. Oft werden die zu erwartenden Effekte modelliert, wie z. B. bei einer niederländischen Untersuchung des Einflusses einer Geschwindigkeitsbegrenzung auf Autobahnen auf die Luftqualität, die Lärmbelastung, die Verkehrssicherheit und den Verkehrsfluss. Es wurde berechnet, welche Reduktionen der Gesamtbelastung bzw. der Zusatzbelastung der NO₂-Konzentration bei einer Geschwindigkeitsbegrenzung von 100 bzw. 120 km/h auf 80 km/h erreicht werden können. Je nach untersuchter Autobahn wurde für die Zusatzbelastung ein Minderungspotenzial von 4 bis 7 % und 12 bis 20 % festgestellt. Dies wirkte sich für die Gesamtbelastung in einer Abnahme von 0,5 bis 2 % und 4 bis 6 % aus [Olde Kalter et al., 2005].

In Österreich wurde die Wirkung einer ganztägigen Geschwindigkeitsbegrenzung für Pkw auf 100 km/h berechnet. Darüber hinaus wurden auch die Effekte eines Nachtfahrverbotes von 22:00 bis 8:00 Uhr für Lkw > 7,5 t abgeschätzt. Beide Berechnungen wurden in Bezug auf den Jahresmittelwert der NO₂-Konzentration durchgeführt. In direkter Umgebung der A 14 wurde für die Geschwindigkeitsbegrenzung für Pkw ein Minderungspotenzial von 2 bis 3 % festgestellt. In größeren Entfernungen fällt dieses auf 1 % ab. Im Bereich der Autobahn wird damit eine absolute Minderung von weniger als 2 µg/m³ erreicht. Das Nachtfahrverbot für Lkw hingegen zeigt mit max. 7 % Minderung bzw. max. 7 µg/m³ Abnahme zwar grundsätzlich ein höheres Potenzial zur Absenkung der Luftschadstoffbelastung, aber diese gleicht sich an dem betrachteten Standort über den Tag hinweg wieder aus, da sich die Nachtfahrten in die Tagesstunden verschieben und nicht auf andere Strecken verlagert werden. So konnten in den Tagesstunden Verschlechterungen von max. 7 % bzw. Zunahmen von max. 5 µg/m³ festgestellt werden [Öttl, 2004]. Aber selbst, wenn sich der Schwerverkehr verlagern und somit an diesem Standort eine Verbesserung eintreten würde, würde sich voraussichtlich aufgrund der reinen Verlagerung des Verkehrs eine Verschlechterung an einem anderen Standort einstellen.

Neben diesen Modellrechnungen zu Geschwindigkeitsbegrenzungen und ihren Auswirkungen auf die Luftqualität wurde in den Niederlanden auch eine Untersuchung mit Insitu-Messungen durchgeführt. Im November 2005 wurde eine Geschwindigkeitsbeschränkung von 100 auf 80 km/h auf einigen Abschnitten des innerstädtischen Autobahnrings in Amsterdam erlassen. Für den Schwerverkehr bestand zu diesem Zeitpunkt bereits eine Limitierung der Höchstgeschwindigkeit auf 80 km/h. Aufgrund einer zuvor durchgeführten Modellrechnung wurde ein Minderungspotenzial von 10 bis 15 % für die Emissionen von NO₂ erwartet. Dies sollte in Straßennähe zu einer Abnahme der NO₂-Konzentrationen, also der Immissionen, von 2 bis 4 % führen. Die Auswertungen zeigten jedoch für NO_x keine signifikante Minderung durch die beschriebene Maßnahme [Dijkema et al., 2008].

7 Ausblick photokatalytische Titandioxid-Oberflächen

Titandioxid ist ein Halbleiter, dessen Valenzband vom Leitungsband durch eine energetische Bandlücke von 3,2 eV für die Anatas-Modifikation und 3,0 eV für die Rutil-Modifikation des TiO₂ getrennt ist. Hierdurch werden die elektrischen und optischen Eigenschaften des Halbleiters bestimmt. Elektronen im Valenzband können optisch durch einen Photon-Elektron-Stoß (also z. B. durch Absorption von UV- oder dunkelvioletter Strahlung) energetisch angeregt werden und so über die Bandlücke in das Leitungsband gehoben werden. Dadurch entstehen im Valenzband positiv geladene Löcher [Gerthsen und Vogel, 1993]. Durch eine Dotierung des Titandioxid mit bestimmten Elementen werden weitere Energieniveaus in der Bandlücke zwischen Valenz- und Leitungsband erzeugt. Dadurch kann eine Anregung auch mit sichtbarem Licht erfolgen, welches eine langwelligere und dadurch weniger energiereiche Strahlung aufweist. Für die Dotierung kommen z. B. Kohlenstoff oder Übergangsmetalle wie Eisen in Frage (bei Kohlenstoffdotierung: l £ 535 nm, bläulich-grünliches Licht, Bandlücke: 2,32 eV) [Blöß, 2008].

Titandioxid wurde schon zu Beginn des 20. Jahrhunderts als Weißpigment entdeckt und kommerziell hergestellt. So begann die industrielle Herstellung im Jahr 1916 in Norwegen. 1918 folgte die USA als einer der Hauptproduzenten. Zunächst konnte mit dem Sulfat-Verfahren lediglich die Anatas-Kristall-Modifikation hergestellt werden. Durch eine Variation dieses Prozesses gelang es ab 1939 auch, TiO₂ in der Rutil-Modifikation zu erzeugen. Zwanzig Jahre später konnte dann durch das Chloridverfahren sogar noch höherwertiges Rutil produziert werden [Koschel, 1998].

Das TiO₂ findet Anwendung in Zahn- und Sonnencremes sowie in Wandfarben. Seine photokatalytischen Eigenschaften werden seit den 1970er Jahren, neben der schon bekannten Absorption von UV-Strahlung unter Bildung geringfügiger Mengen an Radikalen, insbesondere im Hinblick auf die Fähigkeit des Abbaus annähernd aller organischer Moleküle und anorganischer Derivate untersucht [Hashimoto, 2007; Blöß und Elfenthal, 2007].

Nachdem durch die Bestrahlung von photokatalytischen Oberflächen durch UV-Licht unter Laborbedingungen ein hohes Potenzial zur Stickoxidminderung zu erkennen war [Barmpas et al., 2006; LUBW, 2006; LUBW, 2007; Beelden s; Bolte, 2009, Hüsken et al., 2008, Hüsken et al., 2008 ii], sollen im Rahmen eines Projektes der BASt nach einer umfangreichen, wissenschaftlichen Literaturstudie Vorversuche klären, unter welchen Bedingungen ein Einsatz von Nanopartikeln aus Titandioxid zur Reduzierung der Stickoxidkonzentrationen an hoch belasteten Verkehrswegen möglich ist (Bild 5). Insbesondere negative Auswirkungen auf die Griffigkeit von Fahrbahnoberflächen, auf die Bausubstanz bei Verwendung an Brücken und Tunneln sowie auf die akustischen Eigenschaften von offenporigen Lärmschutzwänden müssen vor einem Einsatz in situ ausgeschlossen werden. Aus diesem Grund sollen im Rahmen des Projektes Versuche im Impedanzrohr für das akustische Verhalten von offenporigen Oberflächen, Griffigkeitsuntersuchungen mit dem SRT-Pendel sowie Bewitterungen von Beton-Probekörpern und die daran anschließende chemische Analyse verschiedener Parameter zur Klärung etwaiger Einflusse auf Bauwerkskörper beitragen. Des Weiteren soll eine numerische Simulation für einen Autobahnabschnitt zum einen mit herkömmlichen Lärmschutzwänden und zum anderen mit Lärmschutzwänden, die mit einer photokatalytisch aktiven Suspension behandelt wurden, durchgeführt werden. Aus den Ergebnissen soll abgeleitet werden, wie groß eine photokatalytische Oberfläche dimensioniert werden muss, um einen Effekt messtechnisch erfassen zu können.

Bild 5: Schema der Umwandlung der Stickoxide der Umgebungsluft zu Nitrat, das bei Regenereignissen von der photokatalytischen Oberfläche abgewaschen wird

Mit den Erkenntnissen der Laborversuche soll ein geeigneter Standort an einer hoch frequentierten Autobahn mit photokatalytischen Oberflächen ausgerüstet und über einen ausreichend langen Zeitraum Messungen der Luftqualität durchgeführt werden, aus denen hervorgeht, in wieweit die Stickoxidbelastung durch den Einsatz von Titandioxid gemindert werden kann. Bei den Versuchen soll außerdem der Einfluss des Endproduktes Nitrat auf die angrenzenden Böden und Gewässer geklärt werden.

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