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A N H A N G A1: EMISSIONSDATEN INDUSTRIE UND GEWERBEQUELLEN

Erstellung eines Immissionskatasters als Grundlage für die Erstellung eines Luftreinhalteplanes für die Hansestadt - Prognose 2010 70410-07-10.doc ID Anlage Ort Anzahl Quellen Schadstoff Vorgänge/Einsatzstoffe 1 Kraftwerk 1.370 MW SK Rostock 2 Staub, Nox Verbrennen von Steinkohle 2 Asphaltmischanlage Peez Rostock 1 Staub, Nox Mischer 3 Feuerverzinkerei Rostock 2 Staub, Nox Abziehen der Zinkasche; Verzinken von Stückgut, Erdgasfeuerung 4 Nitrat-Dünger-u . Ammoniumnitratanlage 18 Staub Abluft, Entstaubung, Schmelzeanlage, Kaolinit, Kalk 5 Mahlanlage 2.16 Poppendorf 3 Staub Mühle und Brecher: Kieserit, Anhydrit, Dolomit, 6 Anfahrdampferzeuger Poppendorf 1 Staub, Nox Verbrennen von Heizöl 7 Asphaltmischanlage (Seehafen) Rostock 3 Staub, Nox Verbrennen von Heizoel, Brecher, Mineralstofflager 8 Körnerfrüchteumschlag Kavelstorf 2 Staub Be-/ Entladung Kfz-Getreide Ölsaaten 9 Anlage zur Herstell.von Schiffskörpern Rostock 21 Staub, Nox Schneiden, Abluft, Fräsen, Schweißen, Abgas, Strahlen, Verbrennung Erdgas, Abgas Dieselaggregat 10 Schweinezucht- und Mastanlage Rövershagen 4 Staub geschloss. Stall, Spaltenboden m. Flüssigmist 11 Körnerfrüchteumschlag Rostock 4 Staub Entladung Kfz-Annahme von Körnerfrüchten 12 Brauerei Rostock 2 Staub, Nox Lagern von Malz, Betrieb Weärmeerz. Erdgas H., Entstaubung 13 Gasmotorenanlage-Zentralkläranlage Rostock 1 Staub Gasmotor, Normalbetrieb mit Klärgas und Zusatz Heizöl EL 14 semimobile Brecheranlage Rostock 2 Staub Annahme, Brechen, Lagerung von Bauschutt 15 Baustoffrecyclinganlage Rostock 8 Staub, Nox Abwehung Halde, Fahrtätigkeit, Bauschutt, Ziegel, Staubemission 16 Brech-u.Siebanlage für Baustoffe Bartenshagen-Parkentin 12 Staub Brecher, Bodenbörse, Aufbereitung, Annahme, Halden Abfuhr 17 Sonderabfallzwischenlager Rostock 2 Staub Umfüllen, Zerkleinern 18 Umschlag Kavelstorf 4 Staub Staub bei Ent-/ Verladung 19 Getreideannahme (alt) Rostock 5 Staub Beladung Getreide/Raps, Absaugung, LKW-Entladung 20 Getreideaufbereitung- u.Umschlagsanlage Rostock 11 Staub Absaugung, Getreidetrocknung, Entladung, Sieben 21 Motorenprüffeld in Halle 1 Rostock 3 Staub, Nox Betrieb von Prüfständen f. Dieselmotoren u. Gasmotoren 22 HKW Marienehe Rostock 6 Staub, Nox Verbrennen von Erdgas 23 Umschlag staubender Güter Rostock 3 Staub Entladung, Beladung LKW/ Halde 24 Strahlanlage Rostock 1 Staub Strahlen 25 Schüttgutumschlag Rostock 1 Staub Umschlag 26 Lagerung/Umschlag Kesselsand Rostock 9 Staub Schiffsbeladung, Lagerung, Halden, Sieben, Kesselsand, mineral. Stoffe 27 Kohlelager KW Rostock Rostock 21 Staub Förderung, Übergabe, (Aus-)Lagerung 28 Herst.u.Reparatur Schiffskörper u.-sektionen Rostock 6 Staub, Nox Schweißen, Holzbearbeitung, Fräsen, Konservieren, Abluft Reinigung, Beizen 29 Shredderanlage Rostock 1 Staub Shreddern von metallhaltigen Abfällen 30 Asphaltmischanlage Roggentin 2 Staub, Nox Transport/ Lager Mineralstoffe, Mischbetrieb 31 Betonherstellung Kavelstorf 3 Staub Füllen / Leeren, Abkippen/ Laden 32 Schiffsreparatur Warnemünde Rostock 21 Staub, Nox Hallenabluft, Schweißen, Brennen, Konservieren, Strahlanlage 33 Behandlung u. Lagerung von kontaminiertem Altholz Rostock 4 Staub, Nox Transport Fahrzeugverkehr, Lagern von Abhölzern, Zerkleinern 34 Zuckerumschlag Rostock 3 Staub Entladung 35 Asphaltmischanlage Marienehe Rostock 1 Staub, Nox Mischer 36 Holzfeuerungsanlage 2 Staub Brennstoffförderung, Aschelagerung 37 Betonbrechanlage 3 Staub Abwehen von Halden, Brechen und Klassieren 38 Betonbrechanlage Rostock 3 Staub, Nox Abwehung, Abgas Dieselmotor 39 Bauabfallaufbereitungsanlage Rövershagen 8 Staub, Nox Abwehungen, LKW- Fahrwege und Abgase, Brecher 40 Umschlag und Lag.v.mineral.Baustoffen Rostock 1 Staub Haldenabwehung 41 Sandstrahlanlage Rostock 1 Staub Sandstrahlen von Bauteilen 42 Schüttgüterumschlag Rostock 1 Staub Abwurf- und Übergabestellen der Fördersysteme 43 Anlage zur Verarbeitung flüssiger Epoxidharze zu Formteilen Rostock 9 Staub, Nox Schleifen, Lackieren, Abluft, Heizstrahler, Abluft Lackier- und Trockenkabine 44 Getreideschüttgosse Poppendorf 2 Staub Abkippen, Verladen 45 Laminierwerkstatt Rostock 2 Staub Abluft Laminieren/ Spritzen 46 Siebanlage Rostock 1 Staub Sieben 47 Hafenbereich Hansakai (Pier II) Rostock 3 Staub Direkter und Indirekter Umschlag Greifer 48 Schüttgutumschlag Rostock 39 Staub, Nox Einlagerung, Auslagerung, Förderung, Greifer Entladung, Verladung 49 Hafenbereich Düngemittel Rostock 13 Staub Entladung, Förderung Dünger, Schiffsbeladung 50 Hafenbereich Getreide (Pier IV) Rostock 27 Staub Verladung, Entladuing, Förderung, Umschlag, Sieben 51 mobiler Betonbrecher Rostock 1 Staub Brechen von Beton 52 Herstellung von Kranen Rostock 3 Staub, Nox Schneiden, Strahlen 53 Strahlanlage Rostock 1 Staub Strahlen 54 Sekundärbrennstoff- HKW Rostock 2 Staub, Nox Abluft 55 Getreideschüttgosse (neu) Rostock 1 Staub Entladung 56 Betonbrechanlage 2 Staub Haldenabwehung, Brechen von Bauschutt 57 Schiffsbeladeanlage Rostock 2 Staub Schiffsbeladung 58 Salpetersäureanlage Poppendorf 2 Nox Säureherstellung 2.01

Tab. A1: In den Ausbreitungsberechnungen berücksichtigte Industrie- und Gewerbequellen. Zu den Emissionen siehe Abb. 5.1 und 5.2 Ingenieurbüro Lohmeyer GmbH & Co. KG 67

A N H A N G A2: ERGEBNISSE DER AUSBREITUNGSBERECHNUNGEN A1 BIS A4

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A N H A N G A3: ÜBERSCHREITUNGSHÄUFIGKEIT DER STUNDEN- UND TAGESMITTELWERTE

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A3 ÜBERSCHREITUNGSHÄUFIGKEIT DER STUNDEN- UND TAGESMITTEL- WERTE

Die 22. BImSchV definiert u.a. als Kurzzeitgrenzwert für NO2 einen Stundenmittelwert von 200 µg/m3, der nur 18 mal im Jahr überschritten werden darf. Entsprechend einem einfachen praktikablen Ansatz basierend auf Auswertungen von Messdaten (Lohmeyer et al., 2000) kann abgeschätzt werden, dass dieser Grenzwert dann eingehalten ist, wenn der 98-Per- zentilwert 115 µg/m3 bis 170 µg/m3 nicht überschreitet. Die genannte Spannbreite, abgeleitet aus der Analyse von Messdaten verschiedener Messstellen, ist groß; die Interpretationen der Messdaten deuten darauf hin, dass bei einer Unterschreitung des 98-Perzentilwertes von 130 µg/m3 (= Äquivalentwert) der genannte Grenzwert für die maximalen Stundenwerte ein- gehalten wird. Für den o.g. Übergangsbeurteilungswert ergibt die analoge Betrachtung einen Äquivalentwert von 175 µg/m3.

Zur Ermittlung der in der 22. BImSchV definierten Anzahl von Überschreitungen eines Ta- gesmittelwertes der PM10-Konzentrationen von 50 µg/m3 wird ein ähnliches Verfahren ein- gesetzt. Im Rahmen eines Forschungsprojektes für die Bundesanstalt für Straßenwesen wurde aus 914 Messdatensätzen aus den Jahren 1999 bis 2003 eine gute Korrelation zwi- schen der Anzahl der Tage mit PM10-Tagesmittelwerten größer als 50 µg/m3 und dem PM10-Jahresmittelwert gefunden (Abb. A3.1). Daraus wurde eine funktionale Abhängigkeit der PM10-Überschreitungshäufigkeit vom PM10-Jahresmittelwert abgeleitet (BASt, 2005). Die Regressionskurve nach der Methode der kleinsten Quadrate („best fit“) und die mit ei- nem Sicherheitszuschlag von einer Standardabweichung erhöhte Funktion („best fit + 1 sigma“) sind ebenfalls in der Abb. A3.1 dargestellt.

Im Oktober 2004 stellte die Arbeitsgruppe ,,Umwelt und Verkehr’’ der Umweltministerkonfe- renz (UMK) aus den ihr vorliegenden Messwerten der Jahre 2001 bis 2003 eine entspre- chende Funktion für einen „best fit“ vor (UMK, 2004). Diese Funktion zeigt bis zu einem Jah- resmittelwert von ca. 40 µg/m3 einen nahezu identischen Verlauf wie der o.g. ,,best fit’’ nach BASt (2005). Im statistischen Mittel wird somit bei beiden Datenauswertungen die Über- schreitung des PM10-Kurzzeitgrenzwertes bei einem PM10-Jahresmittelwert von 31 µg/m3 erwartet.

Im vorliegenden Gutachten wird wegen der Unsicherheiten bei der Berechnung der PM10- Emissionen sowie wegen der von Jahr zu Jahr an den Messstellen beobachteten meteorolo- gisch bedingten Schwankungen der Überschreitungshäufigkeiten eine konservative Vorge-

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hensweise gewählt. Dazu wird die in BASt (2005) angegebene „best fit“-Funktion um einen Sicherheitszuschlag von einer Standardabweichung erhöht. Mehr als 35 Überschreitungen eines Tagesmittelwertes von 50 µg/m3 (Grenzwert) werden mit diesem Ansatz für PM10-Jah- resmittelwerte ab 29 µg/m3 abgeleitet. Dieser Ansatz stimmt mit dem vom Landesumweltamt Nordrhein-Westfalen vorgeschlagenen Vorgehen überein (LUA NRW, 2006).

140

120 3 Messwerte 100 best fit best fit + 1sigma Anzahl = 35

80

60

40 Grenzwert Anzahl PM10-Tagesmittel > 50 µg/m

20

0 10 15 20 25 30 35 40 45 50 PM10-Jahresmittel [µg/m3]

Abb. A3.1: Anzahl der Tage mit mehr als 50 µg PM10/m3 im Tagesmittel in Abhän- gigkeit vom PM10-Jahresmittelwert für Messstationen der Länder und des Umweltbundesamtes (1999-2003) sowie die daraus abgeleiteten Funktionen (BASt, 2005)

Entsprechend dieser Auswertungen lässt sich auch die folgende differenzierte Bewertung in Hinblick auf das Eintreten von Überschreitungen ableiten:

PM10-JM Überschreitung PM10-Tagesgrenzwert 29 - 30 µg/m³ möglich, aber Wahrscheinlichkeit <40 % 31 - 35 µg/m³ wahrscheinlich (Wahrscheinlichkeit >40 %) >= 36 µg/m³ so gut wie sicher.

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A N H A N G A4: BERECHNUNGSVERFAHREN PROKAS

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A4 BERECHNUNGSVERFAHREN PROKAS

A4.1 PROKAS - Berechnungsverfahren zur Bestimmung verkehrserzeugter Schadstoffbelastungen

Für die Berechnung der Immission an einem Untersuchungspunkt wird das mathematische Modell PROKAS verwendet, welches den Einfluss des umgebenden Straßennetzes bis in ei- ne Entfernung von mehreren Kilometern vom Untersuchungspunkt berücksichtigt. Damit werden zum Beispiel die NO2-Konzentrationen als Folge des Betriebs des Netzes errechnet. Schadstoffbelastungen durch Ferntransport und andere Quellen (zum Beispiel Industrie) werden in der Vorbelastung berücksichtigt.

Das Straßennetz besteht aus einer Vielzahl von "Emissionsbändern", so genannten "Linien- quellen", welche die Schadstoffe emittieren. Die Ausbreitung wird mit einem Gaußfahnenmo- dell oder dem Lagrange'schen Partikelmodell LASAT simuliert. Für die Berechnung der Im- missionen in Straßen mit dichter Randbebauung wird ein integriertes Bebauungsmodul ein- gesetzt (siehe Abschnitt A4.3), in das Ergebnisse einfließen, die auf Berechnungen mit dem mikroskaligen Ausbreitungsmodell MISKAM sowie Ergebnissen aus Windkanalversuchen und Feldexperimenten basieren.

Der Gaußansatz entspricht dem "Ausbreitungsmodell für Luftreinhaltepläne", Richtlinie VDI 3782 Blatt 1 (1992). Die Luftschadstoffe in der Abgasfahne werden mit einer repräsenta- tiven Geschwindigkeit ut transportiert, die sich durch die gewichtete Mittelung des Windprofils u(z) über die Konzentrationsverteilung in der Abgasfahne ergibt. Da sich das vertikale Kon- zentrationsprofil mit der Entfernung zur Quelle ändert, wird auch ut eine Funktion des Quell- abstandes. Dadurch ist gewährleistet, dass die Kontinuitätsgleichung für die Schadstoff- masse 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 1/5 der Entfernung der Punktquelle zum Untersuchungspunkt. Insgesamt wird somit ein Straßennetz je nach seiner Dichte durch einige 1 000 Punktquellen angenähert. Sensitivitätsuntersuchungen haben ge- zeigt, 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

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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 oben aufgeführten Vorgehensweise ist gewährleistet, dass jeder der Straßen- züge gleichzeitig emittieren kann, das heißt, 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 erreicht oder unterschritten 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 wer- den. Der Einfluss von Lärmschutzmaßnahmen 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 σz ein Wert σzo als additiver Term zugeschlagen wird. Das Ausbreitungsmodell ist in der Lage, für jede der Linienquellen einen eigenen Wert für σzo zu berücksichtigen.

Die Ausbreitungsparameter σy und σz der Richtlinie VDI 3782 Blatt 1 entsprechen denen der TA Luft 86.

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 Er- fassung 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 verschiede- nen 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 ab- hängt. So ist z. B. die Verdünnung bei "Inversionswetterlagen" schlechter als bei sonnigen "Normalwetterlagen". Insgesamt werden also 36 × 9 × 6 = 1 944 Wetterlagen mit den jewei- ligen Häufigkeiten berücksichtigt.

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Wie oben erwähnt, werden bei der Berechnung der Konzentrationen am Aufpunkt 1 944 Wetterlagen und 5 Emissionsklassen berücksichtigt. Als Rechenergebnis erhält man somit für jeden betrachteten Punkt 1 944 × 5 = 9 720 unterschiedliche Konzentrationswerte mit der zugehörigen Häufigkeit, also der Angabe darüber, wie häufig die jeweiligen Konzentrationen 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 86 in Anhang D angegebenen Verfahren.

Das Straßennetz und die zu betrachtenden Aufpunkte werden über ein geografisches Informationssystem in den Rechner eingelesen oder aus Verkehrsflussmodellen oder Schallberechnungsprogrammen übertragen. 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 Pro- gramm 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 und PM10) wer- den als Datei tabellarisch für jeden Untersuchungspunkt abgespeichert. Die grafische Dar- stellung ist sowohl in Form von Zahlenwerten an den jeweiligen Untersuchungspunkten mög- lich als auch mit farbigen Symbolen, wobei die Farbe entsprechend den Konzentrationen ge- setzt wird.

Zur Überprüfung der Plausibilität der Ergebnisse wurden die Abgaskonzentrationen an Dau- ermessstellen in Karlsruhe sowie Messungen in Dresden, an den Autobahnen A 8 (Stuttgart, Fasanenhof), A 4 [bei der Bundesanstalt für Straßenwesen (BASt)] und A 9 bei Garching (Rabl et al., 1989) mit den jeweiligen Berechnungen nach PROKAS verglichen. Die Überein- stimmung kann als gut bezeichnet werden (siehe z. B. Abb. A4.1).

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A4.2 Stickoxid-Konversion

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

Diese Umwandlungsrate wurde anhand einer Vielzahl von Messungen der Stickoxide NO und NO2 an Messstationen in den alten Bundesländern der Bundesrepublik Deutschland mit dem Verhältnis NO2/NOx parametrisiert (Romberg et al., 1996 - siehe Abb. A4.2). 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 waren sowohl stark vom Straßenverkehr beeinflusste, wie z. B. Frankfurt City oder Köln-Neumarkt, als auch solche in gering belasteten Gebieten, wie z. B. Villingen-Schwenningen im Schwarzwald. Die Mess- werte sind Veröffentlichungen des Umweltbundesamtes in Berlin (UBA, 1991), des Statisti- schen 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 1995) entnommen. Es handelte sich jeweils um Jahreswerte der Jahre 1985 bis 1989 bzw. 1990. Diese Parametrisierung wurde durch Messdatenauswertungen aus den Jahren bis 2004 bestätigt (Bächlin et al., 2006).

Mit Hilfe der oben genannten Parametrisierung kann für jede NOx-Immission die NO2-Immis- sion im Jahresmittel und für den 98-Perzentilwert berechnet werden. 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 Regres- sionskurve für die Umwandlungsrate NO2/NOx (Abb. A4.2) ermittelt. Aus dieser Regres- sionskurve erhält man den wahrscheinlichsten Wert der NO2-Gesamtbelastung.

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An vielen europäischen Messstationen wird derzeit zwar ein Rückgang der NOx-Konzentra- tionen, aber eine Stagnation der NO2-Konzentrationen oder gar ein Anstieg beobachtet. Mit großer Wahrscheinlichkeit ist dies, neben einem Anstieg der Ozonkonzentrationen, auch auf einen wachsenden Anteil der direkten NO2-Emissionen zurückzuführen. Der Anteil der Die- selfahrzeuge ist stark im Ansteigen und einige Messungen zeigen direkte NO2-Emissionen in

Relation zu NOx von bis zu 50 %. Dieser Anteil der direkten NO2-Emissionen ist stark von der verwendeten EURO-Norm und der verwendeten Minderungs-Technologie abhängig (siehe Abb. A4.3 und auch IFEU, 2007). Auch Auswertungen von Messungen belegen den stei- genden NO2-Anteil (Abb. A4.4). Aus diesem Grund befassen sich derzeit mehrere For- schungsprojekte mit der Prüfung und ggf. mit einer Anpassung der NO-NO2-Konversionsmo- delle. Erste Ergebnisse werden im Frühjahr 2008 erwartet.

20 18 16 14 12 %

2 10

NO 8 6 4 2 0 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006

Abb. A4.3: NOx- und NO2-Emissionen Abb. A4.4: Anhand von Messungen beobachteter von verschiedenen Anteil der direkten NO2-Emissionen Fahrzeugtypen. und den NOx-Emissionen in Kopen- (Lambrecht et al., 2006). hagen (Palmgren et al., 2007)

A4.3 Berechnung der Immissionen in Straßen mit dichter Randbebauung (PROKAS_B)

Im Falle von teilweise oder ganz geschlossener Randbebauung (etwa einer Straßenschlucht) ist die Immissionsberechnung nicht mit Hilfe der oben beschriebenen Methode durchführbar. Hier wird ein ergänzendes Bebauungsmodul verwendet. Es basiert auf Modellrechnungen mit dem mikroskaligen Ausbreitungsmodell MISKAM für idealisierte Bebauungstypen. Dabei wurden für 20 Bebauungstypen und jeweils 36 Anströmrichtungen maximale dimensionslose

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Abgaskonzentrationen c* in 1.5 m Höhe und 1 m Abstand zum nächsten Gebäude bestimmt. Für die Bewertung der Qualität der mit dem Modell MISKAM erzielten Ergebnisse wurden diese für ausgewählte Situationen mit Ergebnissen aus Windkanalversuchen und Feldexpe- rimenten verglichen.

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 überbauter Flächen am Straßenrand mit (einseitiger oder beidseitiger) Randbebauung zu verstehen. Die Straßenschluchtbreite ist jeweils definiert als der zweifache Abstand zwi- schen Straßenmitte und straßennächster Randbebauung. Die Tab. A4.1 beschreibt die Ein- teilung der einzelnen Bebauungstypen. Straßenkreuzungen werden aufgrund der Erkennt- nisse aus Naturmessungen (Kutzner et al., 1995) und Modellsimulationen nicht berücksich- tigt. 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 Abgaskonzent- rationen c zu

cQ* ⋅ c = B⋅ u′ wobei: c = Abgaskonzentration [µg/m3] c* = dimensionslose Abgaskonzentration [-] Q = emittierter Schadstoffmassenstrom [µg/m s] B = Straßenschluchtbreite [m] u' = Windgeschwindigkeit unter Berücksichtigung der fahrzeug- induzierten Turbulenz [m/s]

Die verwendeten c*-Werte wurden mit Ergebnissen von Windkanaluntersuchungen der Aus- breitungsvorgänge in idealisierten Straßenschluchten verglichen. Weiterhin wurden zur Veri- fikation Naturmessungen in Hannover herangezogen. Die Übereinstimmung der im Bebau- ungsmodul verwendeten c*-Werte mit den oben genannten Daten kann als gut bezeichnet werden.

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Entsprechend dem anfangs beschriebenen Verfahren werden für jede Meteorologie/Emissi- ons-Konstellation (max. 9 720) die Beiträge der anderen Straßen hinzuaddiert. Vorbelastung und NO-Konversion werden ebenfalls wie oben beschrieben berücksichtigt.

Typ Randbebauung Gebäudehöhe/ Lückenanteil [%] Straßenschluchtbreite 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 Tab. A4.1: Typisierung der Straßenrandbebauung

* Typ 0 wird angesetzt, wenn mindestens eines der beiden Kriterien (Straßenschluchtbreite ³ 5 x Ge- bäudehöhe bzw. Lückenanteil ³ 61 %) erfüllt ist.

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A N H A N G A5: LAGEPLAN WARNEMÜNDE UND STADTZENTRUM

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Abb. A5.1: Lageplan von Warnemünde

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Abb. A5.2: Lageplan des Stadtzentrums

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