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PROKAS

 

Einleitung

Für die Berechnung der Immission an einem Untersuchungspunkt gibt es das mathematische Modell PROKAS, welches den Einfluss des umgebenden Straßennetzes bis in eine Entfernung von mehreren Kilometern vom Untersuchungspunkt berücksichtigt. Neben dem Emissionsmodell besteht es aus dem Basismodul PROKAS_V (Gaußfahnenmodell), für die Berechnung der Immissionen in Straßen mit dichter Randbebauung wird das integrierte Bebauungsmodul PROKAS_B eingesetzt.

Berechnung der Immissionen mit PROKAS_V

PROKAS_V ist ein Ausbreitungsmodell

  • zur Berechnung der Gesamtbelastung in unbebautem oder locker bebautem Gelände und
  • zur Berechnung der Vorbelastung in dicht bebautem Gelände.

Der Gaußansatz in PROKAS_V entspricht dem "Gauß'schen Fahnenmodell zur Bestimmung von Immissionskenngrößen", Richtlinie VDI 3782 Blatt 1. Die Luftschadstoffe in der Abgasfahne werden mit einer repräsentativen Geschwindigkeit ut transportiert, die sich durch die gewichtete Mittelung des vertikalen Windprofils über die Konzentrationsverteilung in der Abgasfahne ergibt. Da sich das vertikale Konzentrationsprofil mit der Entfernung zur Quelle ändert, wird auch ut eine Funktion des Quellabstandes. Dadurch ist gewährleistet, dass die Kontinuitätsgleichung für die Schadstoffmasse in jeder betrachteten Entfernung von der Straße eingehalten wird.

Für die Rechnung wird das gesamte Straßennetz in kurze Linienquellen zerlegt und die Emission jeder der Linienquellen auf mehrere Punktquellen verteilt. Der Abstand zwischen den zu einer Linienquelle gehörenden Punktquellen beträgt maximal 1/10 der Entfernung der Punktquelle zum Untersuchungspunkt. Insgesamt wird somit ein Straßennetz je nach seiner Dichte durch einige 10 000 Punktquellen angenähert. Sensitivitätsuntersuchungen haben gezeigt, dass das Rechenergebnis bei einer weiteren Verkürzung der Abstände zwischen den Punktquellen unbeeinflusst bleibt. Mit diesem Aufteilen in Einzelquellen ist zum Beispiel auch der Fall berücksichtigbar, wenn sich die Emissionen im Verlauf einer Straße ändern, zum Beispiel bei Geschwindigkeitsbeschränkung auf einem Teil einer Straße. Dann emittieren die Punktquellen, die dieses Straßenstück repräsentieren, mit einer anderen Quellstärke als die Quellen auf dem Straßenstück ohne Geschwindigkeitsbegrenzung.

Mit Hilfe der o. a. Vorgehensweise ist gewährleistet, dass jeder der Straßenzüge gleichzeitig emittieren kann, d. h. dass jeweils das gesamte Straßennetz emittiert. Damit können auch die Verhältnisse im Nahbereich von Kreuzungen realistisch nachgebildet werden, wo es Aufpunkte gibt, die bei einigen Windrichtungen gleichzeitig von Schadstoffen von mehreren Straßen beaufschlagt werden. Bei der Bestimmung der 98-Perzentilwerte (Konzentrationen, die in 98 % der Zeit nicht überschritten werden) ist es in solchen Fällen nicht korrekt, den Einfluss jedes Straßenzuges einzeln zu berechnen und dann später zusammenzufassen.

Auch der Einfluss von Lärmschutzmaßnahmen endlicher Länge kann so berücksichtigt werden. Ihr Einfluss wird den Arbeiten von Romberg et al. (1986) für die Bundesanstalt für Straßenwesen entnommen. Die Wirkung der Lärmschutzwand wird als Anfangsverdünnung interpretiert, indem dem vertikalen Ausbreitungsparameter sz ein Wert szo als additiver Term zugeschlagen wird. Das Ausbreitungsmodell ist in der Lage, für jede der Linienquellen einen eigenen Wert für szo zu berücksichtigen. Die Ausbreitungsparameter sy und sz der Richtlinie VDI 3782 Blatt 1 entsprechen denen der TA Luft (1986).

Für eine korrekte Bestimmung des 98-Perzentilwertes ist es wichtig, die mit der Tageszeit veränderliche Verkehrsstärke zu berücksichtigen. Dabei kommt es auch auf die korrekte Erfassung der Verkehrs- und damit Emissionsspitzen an. Das Modell berücksichtigt deshalb die Eingabe von 5 verschiedenen Emissionsniveaus und deren Auftretenshäufigkeit.

Bezüglich der Meteorologie wird mit 36 verschiedenen Windrichtungsklassen, 9 verschiedenen Windgeschwindigkeitsklassen und 6 verschiedenen Ausbreitungsklassen gerechnet. Die Ausbreitungsklassen berücksichtigen, dass die Verdünnung der Abgase für eine gegebene Windrichtung und Windgeschwindigkeit auch noch von der Stabilität der Atmosphäre abhängt. So ist zum Beispiel die Verdünnung bei "Inversionswetterlagen" schlechter als bei sonnigen "Normalwetterlagen". Insgesamt werden also 36 x 9 x 6 = 1944 Wetterlagen mit den jeweiligen Häufigkeiten berücksichtigt.

Als Rechenergebnis erhält man dadurch für jeden betrachteten Punkt aus 1944 Wetterlagen x 5 Emissionsniveaus = 9720 unterschiedliche Konzentrationswerte mit der zugehörigen Häufigkeit, also Angaben darüber, wie häufig die jeweiligen 9720 Konzentrationswerte pro Jahr auftreten. Aus diesen Ergebnissen wird dann eine Häufigkeitsverteilung hergestellt und es wird derjenige Wert bestimmt, der in 98 % der Zeit unterschritten wird. Dies ist der gesuchte 98-Perzentilwert der Zusatzbelastung.

Die Ermittlung der Immissionskenngrößen für die Gesamtbelastung aus den Kenngrößen für die Vorbelastung (Grundbelastung) und die Zusatzbelastung (infolge Verkehrsemissionen auf der betrachteten Straße) erfolgt nach dem in der TA Luft (1986) in Anhang D angegebenen Verfahren.

Die Geometrie des Straßennetzes und die zu betrachtenden Aufpunkte werden digitalisiert oder aus Verkehrsflußmodellen, Schallberechnungsprogrammen oder aus Datenbanken übernommen. Zur Kontrolle der korrekten Eingabe gibt das Programm anschließend eine maßstabsgetreue Grafik mit dem Straßennetz und der Lage der Untersuchungspunkte aus, sowie zur genaueren Kontrolle eine Liste mit den (vom Programm errechneten) Abständen der Aufpunkte zu jeder Linienquelle und zusätzlich die Quellstärke, Anzahl der Punktquellen und Länge jeder Linienquelle.

Die Ergebnisse der Immissionsberechnungen (Jahresmittelwerte und 98-Perzentilwerte für NO2 und Jahresmittelwerte für zwei inerte Schadstoffe, zum Beispiel Benzol oder PM10) werden als Datei tabellarisch für jeden Untersuchungspunkt abgespeichert. Die graphische Darstellung ist sowohl in Form von Zahlenwerten an den jeweiligen Untersuchungspunkten möglich als auch mit farbigen Symbolen, wobei die Farbe entsprechend den Konzentrationen gesetzt wird.

 

Berechnung der Immissionen in Straßen mit dichter Randbebauung mit PROKAS_B

Im Falle von teilweise oder ganz geschlossener Randbebauung (etwa einer Straßenschlucht) ist die Immissionsberechnung nicht mit PROKAS_V durchführbar. Hier wird das ergänzende Bebauungsmodul PROKAS_B verwendet. Es basiert auf Modellrechnungen mit dem mikroskaligen Ausbreitungsmodell MISKAM für idealisierte Bebauungstypen. Dabei wurden für 20 Bebauungstypen und jeweils 36 Anströmrichtungen die dimensionslosen Abgaskonzentrationen c* in 1.5 m Höhe und 1 m Abstand zum nächsten Gebäude bestimmt.

Die Bebauungstypen werden unterschieden in Straßenschluchten mit ein- oder beidseitiger Randbebauung mit verschiedenen Gebäudehöhe-zu-Straßenschluchtbreite-Verhältnissen und unterschiedlichen Lückenanteilen in der Randbebauung. Unter Lückigkeit ist der Anteil nicht verbauter Flächen am Straßenrand mit (einseitiger oder beidseitiger) Randbebauung zu verstehen. Die Straßenschluchtbreite ist jeweils definiert als der zweifache Abstand zwischen Straßenmitte und straßennächster Randbebauung. Die Tab. 1 beschreibt die Einteilung der einzelnen Bebauungstypen. Straßenkreuzungen werden aufgrund der Erkenntnisse aus Naturmessungen (Kutzner et al., 1995) und Modellsimulationen nicht berücksichtigt. Danach treten an Kreuzungen trotz höheren Verkehrsaufkommens um 10 % bis 30 % geringere Konzentrationen als in den benachbarten Straßenschluchten auf.

Aus den dimensionslosen Konzentrationen errechnen sich die vorhandenen Abgaskonzentrationen c zu

wobei: c = Abgaskonzentration [µg/m3]

c* = dimensionslose Abgaskonzentration [-]

Q = emittierter Schadstoffmassenstrom [µg/m s]

B = Straßenschluchtbreite [m] beziehungsweise doppelter Abstand von der Straßenmitte zur Randbebauung

u' = Windgeschwindigkeit unter Berücksichtigung
der fahrzeuginduzierten Turbulenz [m/s]

 

Die Konzentrationsbeiträge von PROKAS_V für die Vorbelastung und von PROKAS_B werden für jede Einzelsituation, also zeitlich korreliert, zusammengefaßt.

 

Tab. 1: Typisierung der Straßenrandbebauung

Typ Randbebauung Gebäudehöhe/
Straßenschluchtbreite
Lückenanteil [%]
0* locker                    - 61-100
101 einseitig 1:3 0-20
102            " 1:3 21-60
103            " 1:2 0-20
104            " 1:2 21-60
105            " 1:1.5 0-20
106            " 1:1.5 21-60
107            " 1:1 0-20
108            " 1:1 21-60
109            " 1.5:1 0-20
110            " 1.5:1 21-60
201 beidseitig 1:3 0-20
202            " 1:3 21-60
203            " 1:2 0-20
204            " 1:2 21-60
205            " 1:1.5 0-20
206            " 1:1.5 21-60
207            " 1:1 0-20
208            " 1:1 21-60
209            " 1.5:1 0-20
210            " 1.5:1 21-60

 

Stickoxid-Konversion

 

Von den Fahrzeugen werden die Stickoxide hauptsächlich als NO und nur zu geringen Teilen als NO2 abgegeben. Auf dem Ausbreitungspfad wandelt sich das NO zu NO2 um. Die Umwandlungsrate ist konzentrationsabhängig. Mit zunehmendem Abstand von der Straße wird ein immer größerer Anteil des NO in NO2 umgewandelt.

Die Stickoxid-Konversion wird entsprechend Romberg et al. (1996) oder mit einem vereinfachtem Chemiemodell (Düring et al., 2011) behandelt.

Im Folgenden wird die Vorgehensweise nach Romberg et al. (1996) kurz erläutert.

Die Umwandlungsrate wird anhand einer Vielzahl von Messungen der Stickoxide NO und NO2 an Messstationen der Bundesrepublik Deutschland mit dem Verhältnis NO2/NOx parametrisiert, siehe Abb. 1). NOx ist die Summe von NO und NO2, ausgewiesen als NO2, d.h. jedes Mol (auch von NO) wird mit einer Masse von 46 g gerechnet. Unter den Messstationen sind sowohl stark vom Straßenverkehr beeinflusste, wie zum Beispiel Frankfurt City oder Köln-Neumarkt, als auch solche in gering belasteten Gebieten, wie zum Beispiel Villingen-Schwenningen im Schwarzwald. Die Messwerte sind Veröffentlichungen des Umweltbundesamtes in Berlin (UBA, 1991), des Statistischen Landesamtes Baden-Württemberg in Stuttgart (Statistische Berichte BW, 1985 bis 1991), der Landesanstalt für Immissionsschutz, Nordrhein-Westfalen (LIS, 1985 bis 1991) und der Bundesanstalt für Straßenwesen (Esser, 1992 und 1993) entnommen. Es handelt sich jeweils um Jahreswerte der Jahre 1985 bis 1989 bzw. 1990.

Mit Hilfe dieser Parametrisierung ist für jede NOx-Immission die NO2-Immission im Jahresmittel und für den 98-Perzentilwert bekannt. Nach dem zuvor erläuterten Verfahren erhält man die NOx-Immissionen an den Untersuchungspunkten. Der Zusammenhang zwischen der NO2- und der NOx-Gesamtbelastung wird aus der Regressionskurve für die Umwandlungsrate NO2/NOx (Abb. 1) ermittelt. Aus dieser Regressionskurve erhält man den wahrscheinlichsten Wert der NO2-Gesamtbelastung.

 

Vergleich der Modellergebnisse mit Naturmessungen (Validierung)

Für einen Vergleich der Rechenwerte mit Messwerten wurden folgende Datensätze benutzt:

  • Messungen der Bundesanstalt für Straßenwesen (BASt) an der A 4 bei Bergisch Gladbach (Esser, 1995)
  • Messungen der UMEG, Karlsruhe, im Rahmen der Dauermessstellen des Landes Baden-Württemberg in Karlsruhe und Stuttgart (UMEG, 1995a und 1995b)
  • Stichprobenmessungen des Landesamtes für Umwelt und Geologie Sachsen, der UMEG und des Amtes für Umweltschutz der Stadt Dresden in Dresden (1994/95).

Die Messstellen lagen sowohl in locker bebautem als auch in dicht bebautem Gelände. Im locker bebauten Gelände wurde die Gesamtbelastung mit PROKAS_V berechnet, im dicht bebauten Gelände die Vorbelastung durch das umgebende Straßennetz mit PROKAS_V, die Zusatzbelastung mit PROKAS_B.

Grafisch aufbereitet wurde der Vergleich in den Abb. 2 und Abb. 3, es zeigt sich insgesamt eine befriedigende Übereinstimmung zwischen Messung und Rechnung. Der Vergleich der Datensätze deutet auf die in Tab. 2 angegebenen Abweichungen hin.

Tab. 2: Relative Abweichung der Rechenergebnisse mit PROKAS_V (in Straßenschluchten Vorbelastung mit PROKAS_V und Zusatzbelastung mit PROKAS_B) im Vergleich zu den Messwerten an den Untersuchungspunkten in Karlsruhe, Stuttgart und Dresden und an der A 4. Siehe auch Abb. 2 und Abb. 3.

Statistische Kenngröße Relative Abweichung
NO2-Jahresmittel - 20 % bis + 20 %
NO2-98-Perzentilwert - 20 % bis + 50 %
Benzol-Jahresmittel - 20 % bis + 20 %
Ruß-Jahresmittel - 40 % bis + 10 %

 

Die Abweichungen zwischen Mess- und Rechenwerten resultieren nicht nur aus der Modellierung der Schadstoffausbreitung, sondern auch aus Unsicherheiten in den verwendeten Eingangsdaten, die in den nicht idealen, sondern realen natürlichen Gegebenheiten begründet sind. Das heißt, dass Parameter wie genaue Verkehrszahlen, Wochengänge der Fahrzeuge, Meteorologie usw. meist nicht exakt bekannt sind. Weiterhin ist genau zu hinterfragen, in welchem Zeitraum und mit welcher Häufigkeit die Einzelmessungen zu den statistischen Kenngrößen zusammengefasst wurden.

So sind z. B. die angegebenen NO2-98-Perzentilwerte der Messungen in Dresden häufig höher als die errechneten Werte (Abb. 2). Ein Grund dafür ist sicher der Stichprobencharakter der Messungen, wodurch dieser Datensatz mehr Unsicherheiten enthält als die anderen Datensätze. Ohne diese Stichprobenmessungen liegen die Abweichungen beim NO2-98-Perzentilwert für die untersuchten Fälle eher bei + 20 %.

Größere relative Abweichungen sind auch beim Ruß festzustellen. Das kommt zum einen daher, dass nur für 4 Fälle ein Vergleich Messung/Rechnung durchgeführt wurde. Zum anderen gibt es sowohl bei der Ruß-Emissionsbestimmung als auch bei der Ruß-Immissionsmessung Unsicherheiten. Da sich Benzol und Ruß als inerte, nicht sedimentierende Luftschadstoffe gleich ausbreiten (Rußpartikeldurchmesser < 10 µm), hat die Ausbreitungsrechnung für Benzol und Ruß die gleiche Güte. Unterschiede in den Rechenergebnissen sind also nicht in der Ausbreitungsrechnung begründet, sondern folgen aus Unsicherheiten in der Emissionsbestimmung, der Immissionsmesstechnik und des Ansatzes der Vorbelastung infolge nicht explizit berücksichtigter Quellen.

Literatur

  • Düring, I., Bächlin, W., Ketzel, M., Baum, A., Friedrich, U., Wurzler, S. (2011): A new simplified NO/NO2 conversion model under consideration of direct NO2-emissions. Meteorologische Zeitschrift, Vol. 20 067-073 (February 2011).
  • Esser, J. (1992): Ausbreitung und Zusammensetzung von Stickoxiden des Kraftfahrzeugverkehrs, Bundesanstalt für Straßenwesen, Bergisch Gladbach.
  • Esser, J. (1993 und 1995): Persönliche Mitteilung.
  • Kutzner, K., Diekmann, H. und Reichenbächer, W. (1995): Luftverschmutzung in Straßenschluchten - erste Messergebnisse nach der 23. BImSchV in Berlin. VDI-Bericht 1228, VDI-Verlag, Düsseldorf.
  • LIS (1985 bis 1991): TEMES-Monats- und Jahresberichte. Essen: Landesanstalt für Immissionsschutz, Nordrhein-Westfalen.
  • Romberg, E., Bösinger, R., Lohmeyer, A., Ruhnke, R., Röth, E. (1996): NO-NO2-Umwandlung für die Anwendung bei Immissionsprognosen für Kfz-Abgase. Gefahrstoffe-Reinhaltung der Luft, Band 56, Heft 6, S. 215-218.
  • Statistische Berichte BW (1985-1991): Immissions-Konzentrationsmessungen. Hrsg.: Statistisches Landesamt Baden-Württemberg, Stuttgart.
  • TA Luft (1986): 1. Allg. Verwaltungsvorschrift zum Bundes-Immissionsschutzgesetz (Technische Anleitung zur Reinhaltung der Luft). GMBl., 37. J., Nr. 7, 28.02.1986, S. 95 - 143.
  • UBA (1991): Verkehrsbedingte Luft- und Lärmbelastungen - Emissionen, Immissionen, Wirkungen - (UBA Texte 40/91). Berlin: Umweltbundesamt.
  • UMEG (1995a): Daten der Station Karlsruhe-Straße. UMEG Gesellschaft für Umweltmessungen und Umwelterhebungen mbH Karlsruhe, persönliche Mitteilung, 20. April 1995.
  • UMEG (1995b): Ergebnisse von Rußmessungen in Baden-Württemberg 1993-1995. Bericht Nr. 31-5/95.
  • Richtlinie VDI 3782 Blatt 1 (2009): Gaußsches Fahnenmodell zur Bestimmung von Immissionskenngrößen.

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