Strömungsmechanik
Immissionsschutz
Windkanaluntersuchungen
Ingenieurbüro
Dr.-Ing. Achim Lohmeyer
Karlsruhe und Dresden
Mohrenstraße 14 Telefon:
0351 / 83 914 - 0
01445 Radebeul Telefax:
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Büro Karlsruhe: An der Roßweid 3, 76229 Karlsruhe, Tel.: 0721/6 25 10-0, Fax.: 0721/6 25 10 30, email: info.ka@lohmeyer.de
Auftraggeber: Sächsisches Landesamt
für Umwelt und Geologie
Zur Wetterwarte 10
01109 Dresden
Dr. rer. nat. I. Düring
Dipl. Met. A. Moldenhauer
Dipl.-Ing. (FH) E. Nitzsche
November 2004
Projekt 2546
unter Mitarbeit der IFEU Heidelberg GmbH und der TU Dresden, Institut für Verkehrsökologie
Dr. rer. nat. M. Stockhause
Dr.-Ing. A. Lohmeyer
BERECHNUNG DER KFZ-BEDINGTEN
FEINSTAUBEMISSIONEN INFOLGE
AUFWIRBELUNG UND ABRIEB FÜR
DAS EMISSIONSKATASTER SACHSEN
ARBEITSPAKETE 1 UND 2
Endbericht

Ingenieurbüro Lohmeyer
I
I N H A L T S V E R Z E I C H N I S
1 STAND DER WISSENSCHAFT BEI BEGINN DES PROJEKTES .......................1
2 AUFGABENSTELLUNG.......................................................................................3
3 VORGEHENSWEISE............................................................................................4
4 LITERATURRECHERCHE....................................................................................5
4.1 Rechercheumfang..............................................................................................5
4.2 Suchergebnis .....................................................................................................6
5 SACHSTANDSBERICHT (STRASSENVERKEHR)..............................................7
5.1 Allgemeine Einleitung.........................................................................................7
5.2 Methoden zur Bestimmung von PMx-Emissionsfaktoren .................................10
5.2.1 Die Tracer-Methode................................................................................13
5.2.2 Rückrechnung mit einem Ausbreitungsmodell........................................14
5.2.3 Differenzierung der PMx-Emissionsfaktoren...........................................14
5.3 Ergebnisse der Literaturrecherche von Lohmeyer (2001) ................................19
5.4 Modelle für nichtauspuffbedingte PM10-Emissionen........................................21
5.4.1 Modifiziertes EPA-Modell nach Lohmeyer..............................................21
5.4.2 US-EPA..................................................................................................25
5.4.3 SMHI-Modell Schweden.........................................................................28
5.4.4 VLUFT Modell Norwegen .......................................................................29
5.4.5 Schweizer Vorgehen ..............................................................................30
5.4.6 Sonstiges................................................................................................31
5.5 Massebezogene PMx-Emissionsfaktoren ........................................................32
5.5.1 Reifen-, Brems- und Straßenabrieb........................................................32
5.5.2 Weitere Informationen zu nicht auspuffbedingten Partikelemissionen....44
5.5.3 PM10-Gesamtemissionsfaktoren............................................................52
5.6 Anzahlbezogene PMx-Emissionsfaktoren........................................................53
5.7 Mögliche Einflussgrößen der Wiederaufwirbelung (Resuspension) .................63
5.7.1 Untersuchungsergebnisse von TRAKER................................................64

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II
5.7.2 Weitere Untersuchungen........................................................................69
6 AUSWERTUNG AN SÄCHSISCHEN MESSSTATIONEN..................................73
7 FAZIT AUS DER LITERATURRECHERCHE ZUM STRASSENVERKEHR.......82
8 BEWERTUNG DER VERFÜGBAREN ANSÄTZE UND EMPFEHLUNG FÜR
DAS VORGEHEN IM EMISSIONSKATASTER SACHSEN................................86
8.1 Bewertung der Modellansätze..........................................................................86
8.1.1 Modifiziertes EPA-Modell........................................................................86
8.1.2 PM10-Abriebsemissionen aus europäischen Emissionsdatenbanken....87
8.1.3 VLUFT-Modell ........................................................................................89
8.1.4 Emissionsfaktorenansatz nach Gehrig et al. (2003) ...............................90
8.2 Vorschlag für PM10-Emissionsmodell Straßenverkehr (massebezogen).........92
8.3 Vorschlag für PM10-Emissionsmodell Straßenverkehr (anzahlbezogen).......100
8.4 Zusammenstellung wesentlicher Parameter zur Berechnung der nicht
auspuffbedingten PM10-Emissionen..............................................................101
9 NICHTAUSPUFFBEDINGTE PARTIKELEMISSIONEN VON GERÄTEN IN
LAND- UND BAUWIRTSCHAFT ......................................................................103
9.1 Emissionsfaktoren Landwirtschaft..................................................................103
9.2 Beispielrechnung für die Landwirtschaft.........................................................104
9.3 Emissionsfaktoren Bautätigkeit ......................................................................105
9.4 Beispielrechnung für die Bauwirtschaft ..........................................................107
9.5 PM10-Emissionsmengen aus Land- und Bauwirtschaft .................................108
10 NICHTAUSPUFFBEDINGTE PARTIKELEMISSIONEN AUS SCHIENEN-
UND LUFTVERKEHR.......................................................................................111
11 ZUSAMMENFASSUNG ....................................................................................118
12 LITERATURNACHWEIS...................................................................................135
13 ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS.........................................................................147

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III
ANHANG A1: ZUSAMMENSTELLUNG VON PM10-EMISSIONSFAKTOREN
FÜR STRASSENVERKEHR.............................................................................148
ANHANG A2: CHARAKTERISIERUNG DES STRASSENZUSTANDES IM
SINNE DER PM10-EMISSIONSMODELLIERUNG...........................................151
ANHANG A3: NEUBERECHNUNG DER NO
X
- UND PARTIKEL-ABGAS-
EMISSIONEN NACH HANDBUCH 2.1.............................................................160
ANHANG A4: BERICHT ZUR AUSWERTUNG VON DATEN AN SÄCHSISCHEN
LUFTSCHADSTOFFMESSSTATIONEN..........................................................178
ANHANG A5: BERICHT DES IFEU HEIDELBERG ZU NICHTAUSPUFF-
BEDINGTEN PARTIKELEMISSIONEN VON MASCHINEN UND GERÄTEN
IN LAND- UND BAUWIRTSCHAFT..................................................................246
Hinweise:
Die Tabellen und Abbildungen sind kapitelweise durchnummeriert.
Literaturstellen sind im Text durch Name und Jahreszahl zitiert. Im Kapitel Literatur findet
sich dann die genaue Angabe der Literaturstelle.
Es werden Dezimalpunkte (= wissenschaftliche Darstellung) verwendet, keine Dezimalkom-
mas. Eine Abtrennung von Tausendern erfolgt durch Leerzeichen.

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1
1
STAND DER WISSENSCHAFT BEI BEGINN DES PROJEKTES
Die EG-Richtlinie 1999/30/EG setzt Grenzwerte für Konzentrationen von Partikeln mit aero-
dynamischen Durchmessern kleiner 10 μm (PM10) in der Luft. Diese Grenzwerte wurden
2002 im Rahmen der novellierten 22. BImSchV in deutsches Recht überführt. Da Messungen
der verschiedenen Bundesländer, so auch Sachsen, Überschreitungen der Grenzwerte fest-
stellen, muss dieses Problem angegangen werden. Überschreitungen treten vor allem an
Verkehrsmessstationen auf und erste Quellenabschätzungen zeigen, dass der Verkehrsan-
teil an den Überschreitungen einen relevanten Beitrag liefert. Gleichzeitig zeigen diese und
andere Untersuchungen deutliche Kenntnislücken im Bereich der Quellenzuordnung (Kuhl-
busch et al., 2002) und insbesondere bei der PM10-Emissionsprognose für Verkehr (Loh-
meyer, 2001).
Verursacher der PM10-Immissionen im Nahbereich von Straßen sind zu einem großen Teil
folgende Emissionsprozesse:
1. Auspuffemissionen,
2. Aufwirbelung von Straßenabrieb, Reifenabrieb sowie Brems- und Kupplungsbelags-
abrieb,
3. Aufwirbelung von eingetragenen Straßenstaub.
Nur für Auspuffemissionen und (bedingt) Reifenabrieb liegen in Deutschland fundiertere In-
formationen vor (Rauterberg-Wulff, 1998). Das mangelnde Wissen über Ursachen, Qualität
und Quantität der PM10-Emissionen infolge der offenbar wichtigen anderen Quellen, vor
allem Straßenabrieb und Aufwirbelung, ist ein gravierender Mangel bei Analysen von Maß-
nahmen gegen diese PM10-Grenzwertüberschreitungen aber auch bei der Erstellung von
UVP sowie bei Meldungen an die EG.
Formeln zur Bestimmung der PM10-Emissionen für die Staubaufwirbelung sind in Schweden
bzw. den USA entwickelt worden. Die Formel aus Schweden erscheint für deutsche Verhält-
nisse nicht anwendbar. Die Formel aus den USA, die so genannte EPA-Formel, bestimmt
den PM10-Emissionsfaktor einer Straße in Abhängigkeit der zwei Parameter Staubbeladung
der Straße (in g/m
2
) und mittleres Gewicht der Fahrzeuge der Fahrzeugflotte in Tonnen. Die
Leistungsfähigkeit der Formel wird allerdings von Experten in den USA aber auch aus Eu-
ropa bemängelt.

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2
Lohmeyer (2001) und Lohmeyer (2002a) modifizierten und validierten die EPA-PM10-Formel
mit Messungen von verschiedenen Strassen aus dem Innerortsbereich und Tunnelstrecken.
Für Außerortsstraßen und Autobahnen lagen damals keine belastbaren Messdatensätze vor.
Aufgabe der vorliegenden Studie ist anhand aktueller Hinweise aus der Literatur bzw. ver-
fügbarer Messdaten eine Methodik zur Berechnung der sächsischen PM10-Emissionen
durch Abrieb und Aufwirbelung aus dem Verkehr zu entwickeln, die Emissionen damit abzu-
schätzen und die Ergebnisse - soweit möglich - zu überprüfen.
Der vorliegende Bericht enthält die Ergebnisse der Arbeitspakete 1 (Literatur- und Daten-
auswertung sowie -systematisierung) und 2 (Formulierung eines Vorschlages zur Berech-
nung der PM10-Emissionen infolge Abriebe und Aufwirbelung). Die Ergebnisse zum Arbeits-
paket 3 (Datenerhebungen, programmtechnische Umsetzung ins Emissionskataster Sach-
sen, Emissionsberechnungen und Sensitivitätsbetrachtungen) sind in einem separaten Be-
richt der TU Dresden, Lehrstuhl für Verkehrsökologie, aufgezeigt.

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3
2 AUFGABENSTELLUNG
Das Landesamt für Umwelt und Geologie Sachsen (LfUG) ist für die Aufstellung und Fort-
schreibung des sächsischen Emissionskatasters zuständig. Für die Staubemissionen der
Emittentengruppe Verkehr werden gegenwärtig die Motoremissionen von
-
Straßenverkehr
-
Luftverkehr
-
Schienenverkehr (Dieseltraktion)
-
Binnenschifffahrt
berücksichtigt.
Nicht ausreichend berücksichtigt sind Staubemissionen infolge Aufwirbelung und Abrieb
(Rad, Verkehrsweg) durch Straßen-, Luft- und Schienenverkehr sowie der Offroadverkehr
(Land- und Forstwirtschaft, Militär, Bauwirtschaft, Landschaftspflege, Garten, Hobby). Die
besondere Gesundheitsrelevanz feiner Staubpartikel fand ihren Niederschlag u. a. in der
RL 1999/30/EG und der 22. BImSchV. Die dort festgelegte Aufstellung von Luftreinhalteplä-
nen erfordert die Kenntnis der relevanten PM10-Emittenten. Mehrere Literaturhinweise deu-
ten auf Abrieb- und Aufwirbelung aus dem Verkehrsbereich als bedeutende PM10-Emissi-
onsquelle und die Bedeutung der Partikelanzahl-Verteilung in diesem Teilchengrößenbereich
hin.
Ziel des FuE-Vorhabens sollte deshalb sein, eine Methodik zur Berechnung der sächsischen
PM10-Emissionen durch Abrieb und Aufwirbelung aus dem Verkehr zu entwickeln, die Emis-
sionen damit abzuschätzen und die Ergebnisse - soweit möglich - zu überprüfen.

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4
3 VORGEHENSWEISE
Es wurde zweistufig vorgegangen. Teil 1 beinhaltet die eigentliche Literaturrecherche. Im
Teil 2 wird ein Sachstandsbericht erstellt mit einer Diskussionsgrundlage für eine Empfeh-
lung einer Berechnungsmethodik der nicht auspuffbedingten PMx-Staubemissionen.
Als Basis der durchzuführenden Arbeiten im Teil 1 wurde vom im Jahr 2001 erstellten
Sachstandsbericht zum Thema (Lohmeyer, 2001), eigenen PMx-Studien der vergangenen
drei Jahre sowie in unserem Haus vorliegender Literatur ausgegangen. Dies betrifft z. B.
aktuelle Studien und Veröffentlichungen der EPA zur PM10-Problematik (z. B. EPA, 2003),
aktuelle Veröffentlichungen zu gemessenen PMx-Emissionen in Straßennähe (z. B. Ketzel et
al., 2003a), Emissionsdatenbanken (z. B. CORINAIR, RAINS) sowie PM10-Sachstandsbe-
richte (z. B. Ketzel et al., 2003b). Zusätzlich wurden Recherchen in zwei internationalen Da-
tenbanken sowie im Internet durchgeführt. Gesucht wurde weltweit sowohl nach Literatur
über Partikelemissionen und -immissionen, nach Beiträgen über mögliche relevante Ein-
gangsgrößen, wie z. B. Staubbeladungen von Straßen, Statistiken von Fahrzeuggewichten
usw. sowie über die Abhängigkeit der Partikelemissionen von weiteren Parametern wie
Fahrzeuggeschwindigkeit, Fahrbahnbeschaffenheit, Einfluss der baulichen Beschaffenheit
der Straße (Beläge, Tunnelstrecken etc.). Die Fundstellen wurden gesichtet und analysiert,
bei Bedarf wurde Kontakt zu den Autoren aufgenommen. Zusätzlich erfolgte ein Abfragen
der neuesten Arbeitsergebnisse europäischer Forschergruppen, die uns durch unsere Ar-
beiten in bisherigen EU-Forschungsprojekten bekannt sind.
Im Teil 2 wird ein Bericht erstellt, der die aktuellen internationalen Entwicklungen auf dem
Gebiet der PMx-Emissionsmodellierungen und die Abhängigkeit der PMx-Emissionen von
verschiedenen Einflussgrößen aufzeigt. Ergebnis daraus ist ein Vorschlag für ein Berech-
nungsmodell zur Quantifizierung der nicht auspuffbedingten PMx-Emissionen.

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5
4 LITERATURRECHERCHE
4.1 Rechercheumfang
Die Literaturrecherche wurde auf folgende Stichworte aufgebaut:
1 Staubaufwirbelung
1 Particulate matter
2 PM10
2 Resuspension
3 Staubbelegung
3 PM10
4 Feinstaub
4 PMx
5 Partikelemissionen
5 Silt load
6 Partikelimmissionen
6 Particle
7 Staub
7 Fine particles
8 Abrieb
8 Particle emission
9 Staubimmission
9 Dust
10 PMx
10 PM2.5
11 PM2.5
11 Abrasion
12 Straßenstaub
12 Particle concentration
13
Partikelanzahl
13 Particle size distribution
Für die Recherche wurden auf Basis der o. a. Stichworte folgende Dateibanken ab dem Jahr
2001 durchsucht:
- Umweltforschungsdatenbank des Umweltbundesamtes
- Datenbank ESPM (Environmental Sciences and Pollution Management)
- Zeitschrifteninhaltsdienst (Inhaltsverzeichnisse ausgewählter Zeitschriften, national und
international, standortunabhängig)
Zusätzlich wurde im Internet recherchiert.
(Hinweis: Da die Literaturrecherche in Lohmeyer (2001) bereits die verfügbare Literatur bis
zum Jahr 2001 analysierte wurde sich im hier vorliegenden Bericht im Wesentlichen auf die
Auswertung neuerer Literatur konzentriert.)

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6
4.2 Suchergebnis
Das Suchergebnis bestand aus ca. 200 Literaturhinweisen. Davon wurden anhand der Titel
und der Kurzfassungen die im Literaturnachweis des vorliegenden Berichtes aufgeführten
Publikationen ausgewählt und ausgewertet. Das Ergebnis der Auswertung ist im folgenden
Kapitel dokumentiert.

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7
5 SACHSTANDSBERICHT (STRASSENVERKEHR)
Die im Rahmen der Literaturrecherche aufgefundene Literatur beinhaltet die folgenden we-
sentlichen Informationen. Hierbei erfolgt die Systematisierung nach Themengruppen. Zu-
nächst wird eine allgemeine Einleitung in die PMx-Problematik gegeben. Anschließend wird
das Ergebnis der „alten“ Literaturrecherche entsprechend Lohmeyer (2001) den Ergebnissen
der „neuen“ Recherche vorangestellt.
5.1 Allgemeine Einleitung
Man unterscheidet primäre, also direkt als Partikel emittierte und sekundäre, aus gasförmi-
gen Vorläufern in der Atmosphäre gebildete Teilchen (siehe dazu als Übersicht
Abb. 5.1
bzw. BUWAL, 2001a). Aus anthropogenen Quellen entstehen primäre Teilchen bei Verbren-
nungsprozessen, vor allem als ultrafeine und feine Teilchen mit einem Durchmesser unter
etwa 0.3 μm (z. B. Ruß). Teilchen, die durch Abrieb oder Aufwirbelung entstehen, haben
meist aerodynamische Durchmesser größer als 1 - 2 μm. Sie werden geformt durch das
Herausbrechen bzw. das Zermalen von größeren in kleinere Partikel. Die wichtigsten Quel-
len dieser Partikelfraktion sind windgetragener Staub von unbefestigten Straßen, aus Indust-
riegebieten, aus der Lagerung und dem Umschlag von Schüttgütern, durch Reifen-, Brems-
und Fahrbahnabrieb. Als natürliche Quellen kommen Pollen, Meeresgischt, Winderosion und
Vulkane in Frage. Teilchen im mittleren Größenbereich (zwischen 0.1 und 2.5 μm) sind zum
überwiegenden Teil sekundären Ursprungs und bilden sich durch Gas-Partikelkonversion
aus den Vorläufern SO
2
, NO
x
, NH
3
und VOC.
Die Größe, Form und Dichte der luftgetragenen Partikel variieren stark. Eine wichtige Größe
ist der aerodynamische Durchmesser. Er bestimmt weitgehend, welche Prozesse in der At-
mosphäre für die Teilchen relevant sind und wie lange ihre Aufenthaltsdauer ist. Luftgetra-
gene Teilchen können fest oder flüssig sein und ihren Aggregatszustand in Abhängigkeit von
der umgebenden Luft und der Temperatur ändern (z. B. Verdampfen leichtflüchtiger Verbin-
dungen). Maßgebend ist auch die chemische Zusammensetzung der Teilchen, z. B. für ihre
Reaktivität und ihre Fähigkeit, Wasser aus der Luft aufzunehmen und als Kondensations-
keime für Wolkentröpfchen zu dienen.

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8
Abb. 5.1: Vereinfachte Darstellung der Größenverteilung des atmosphärischen Aerosols in
Quellnähe und der wichtigsten Prozesse. A = ultrafeine Partikel, B = Partikel im
Akkumulationsmodus, C = grobe Partikel (Quelle: BUWAL, 2001a)
Man unterscheidet im Allgemeinen 3 - 4 Größenbereiche:
- ultrafeine Partikel (aerodynamischer Partikeldurchmesser <0.1 μm),
- feine Partikel, auch Akkumulationsmodus genannt, (0.1-2.5 μm) und
- grobe Partikel, auch „coarse mode“ genannt (größer ca. 2.5 μm).
Die ultrafeinen Partikel werden sehr oft noch unterschieden in den sog. „Aitken-Mode“ (zwi-
schen 0.1 und 0.02 μm) und die sehr kleinen Partikel (<0.02 μm „nucleation mode“)
(Palmgren et al., 2003).
Die ultrafeinen Partikel und der Akkumulationsmodus werden zusammen als feine Partikel
bezeichnet. Während die ultrafeinen Partikel nur einen sehr geringen Teil der Partikelmasse

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9
ausmachen, sind sie die weitaus häufigsten Partikel in der Atmosphäre. Die groben Partikel
können wesentlich zur Partikelmasse beitragen, ihre Anzahl ist im Vergleich zu den feinen
Partikeln jedoch sehr gering.
Die maßgebenden Prozesse zur Verminderung der Partikelanzahlen hängen primär vom
Partikeldurchmesser ab. Partikel über 10 μm sedimentieren rasch und werden so aus der
Luft entfernt. Ultrafeine Partikel (<0.1 μm) haben hohe Diffusionsgeschwindigkeiten und ko-
agulieren innerhalb weniger Stunden mit größeren Partikeln oder wachsen durch Kondensa-
tion. Teilchen im Akkumulationsmodus (0.1 - 2.5 μm) bilden massenmäßig den Hauptteil des
Aerosols an Standorten, die nicht in unmittelbarer Nähe einer großen Quelle liegen. Die Me-
chanismen zur Eliminierung für diese Größenkategorie sind nicht sehr effizient, so dass die
Partikel mehrere Tage in der Luft bleiben und entsprechend weit transportiert werden kön-
nen. Partikel dieser Größenklasse werden hauptsächlich durch Niederschläge aus der At-
mosphäre entfernt, zum Teil durch Deposition. Es gibt keine wirkungsvollen Prozesse, um
feine Partikel zu groben Partikel (>2.5 μm) anwachsen zu lassen.
Sekundäre Partikel im Akkumulationsmodus bilden sich in der gesamten unteren Atmo-
sphäre aus den Vorläufergasen. Primäre Partikel hingegen werden vor allem als ultrafeine
Teilchen (Verbrennungsprozesse) oder grobe Partikel (Abriebsprozesse) durch lokal eng
begrenzte Quellen emittiert und rasch verdünnt. Aus diesen Gründen und wegen der relativ
raschen Eliminierung ultrafeiner und grober Partikel aus der Luft unterscheidet sich die Grö-
ßenverteilung in Quellennähe von derjenigen an quellenfernen Standorten. In Quellennähe
(„frisches“ Aerosol) ist meist bei allen drei Partikelklassen ein Maximum erkennbar
(
Abb. 5.1
). An quellenfernen Standorten wie im regionalen oder städtischen Hintergrund
(„gealtertes“ Aerosol) ist meist nur der Akkumulationsmodus als Maximum in der Größen-
verteilung deutlich sichtbar (siehe z. B. BUWAL, 2001a; Ketzel et al., 2003b). Der Akkumula-
tionsmodus macht den größten Teil der PM10-Masse aus, etwa 80 % beim gealterten Aero-
sol (BUWAL, 2001a).
Neben den Auspuffemissionen nehmen beim Verkehr die Partikelemissionen infolge der
fahrzeuginduzierten Aufwirbelung eine entscheidende Rolle ein. Die wesentlichen Prozesse
als Voraussetzung der Aufwirbelung sind schematisch in der
Abb. 5.2
aufgezeigt. Diese auf-
gewirbelten Partikel resultieren aus akkumuliertem Straßenstaub (Aufwirbelungspotenzial),
der sich im Wesentlichen aus Abrieben (Reifen, Bremsen, Straße, Fahrzeug), aus atmosphä-
rischem Eintrag (Deposition), aus Schmutzeintrag aus straßenbegleitenden Bereichen
(Bäume, Grünflächen, Fußwege, Parkflächen etc.) und aus Einträgen des Winterdienstes

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Ingenieurbüro Lohmeyer
10
(Sand, Salz) bildet. Die Prozesse zur Bildung des Aufwirbelungspotenzials sowie die Menge
des dann tatsächlich aufgewirbelten Materials sind stark komplex, zeitabhängig und von ver-
schiedenen Einflussgrößen, die sich zum Teil untereinander beeinflussen, abhängig. Stell-
vertretend seien hierbei genannt: Zusammensetzung der Fahrzeugflotte, Fahrzeugge-
schwindigkeiten, die Eigenschaften der Straße und umliegenden Flächen (Material, Be-
schaffenheit), meteorologische Größen, wie Temperatur, Luftfeuchte, Regenhäufigkeit und
-mengen, Straßenreinigung, Winterdienst etc.
Abb. 5.2: Schematische Darstellung von Prozessen, die zum Aufwirbelungspotenzial beitra-
gen (Quelle: Gustafson, 2003)
Eine Systematik dieser Prozesse bzw. der in der Literatur gefundenen Modelle zu deren Be-
schreibung wird im Folgenden gegeben. Zuvor wird eine Erläuterung gegeben, wie im Allge-
meinen die PMx-Emissionsfaktoren aus Feldversuchen abgeleitet werden.
5.2 Methoden zur Bestimmung von PMx-Emissionsfaktoren
Zur Bestimmung von standortspezifischen PMx-Emissionsfaktoren infolge Straßenverkehr
können im Allgemeinen drei voneinander unabhängige Methoden angewendet werden:
1. die so genannte Tracer Methode,

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Ingenieurbüro Lohmeyer
11
2. die Rückrechnung mittels Ausbreitungsmodell und die
3. Massenbilanzierung in einem Tunnel (Wird im Folgenden nicht weiter betrachtet, zu
Details siehe zum Beispiel Israel et al., 1994).
Es muss bei den Methoden 1 und 2 durch eine entsprechende Anordnung von Immissions-
messstationen die Möglichkeit geschaffen werden, aus der in Straßennähe gemessenen
Konzentration (=Gesamtbelastung) die so genannte Vorbelastung (also diejenige Konzentra-
tion, die ohne den verursachenden Verkehr bereits vorhanden ist) zu separieren. Die Diffe-
renz zwischen der Gesamtbelastung und der Vorbelastung stellt die Zusatzbelastung dar, die
durch den lokal vorbeifahrenden Straßenverkehr verursacht wird. Diese Zusatzbelastung
dient dann, zusammen mit den Verkehrszahlen (möglichst aufgelöst nach Schwerverkehr,
PKW und LNF) zur Berechnung der mittleren Emissionsfaktoren für diese Fahrzeugtypen.
Eine eindeutige Bestimmung der Vorbelastung gestaltet sich im Allgemeinen unter realen
Bedingungen vor Ort schwierig. Für Straßen ohne oder mit lockerer Randbebauung wird ide-
alerweise das sog. Lee-Luv-Konzept (
Abb. 5.3
) realisiert.
Abb. 5.3: Schematische Darstellung des Lee-Luv-Konzeptes an Straßen ohne Randbebau-
ung (Quelle: Gehrig et al., 2003)
Beide Messstationen/Messwagen sollten im geringem Abstand zur Straße (möglichst außer-
halb des Einflussbereiches der fahrzeugerzeugten Turbulenzen) aufgestellt werden. Welche

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Ingenieurbüro Lohmeyer
12
Station sich in Lee und welche in Luv befindet, muss über eine zeitlich korrelierte Windrich-
tungsmessung bestimmt werden.
An Straßen mit dichter Randbebauung ist dort wegen der besonderen Strömungsverhält-
nisse (Strömungswalze) eine ideale Lee-Luv-Differenzierung nur mit einer Überdachstation
(Vorbelastung siehe Station 1 in
Abb. 5.4
) und einer oder zwei Messstationen am Straßen-
rand durchzuführen. Da die in der Straßenschlucht emittierten Schadstoffe innerhalb der
Strömungswalze im Durchschnitt ca. 2 bis 3-mal zirkulieren ehe sie die Strömungswalze
verlassen ist eine saubere Trennung der Vorbelastung von der Gesamtbelastung nur mit
zwei Straßenstationen (2 und 3 in
Abb. 5.4
) nicht möglich.
Abb. 5.4: Schematische Darstellung des Lee-Luv-Konzeptes in einer Straßenschlucht
(Quelle: Palmgren, 2003). TPT=Traffic produced Turbulenz.
Hilfsweise können analoge Informationen sowohl an Straßen ohne Randbebauung als auch
in Straßenschluchten aber auch mit einem Messkonzept erhalten werden, in welchem statt
der Lee-Luv-Differenzen die Differenzen eines direkt verkehrsbelasteten Standortes und ei-
nes nahe gelegenen „Hintergrundstandortes“ gebildet werden.

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13
Eine direkte Berechnung von Emissionsfaktoren aus den gemessenen Konzentrationsdiffe-
renzen ist nicht ohne weiteres möglich, da diese auch für vergleichbare Verkehrsstärken und
-zusammensetzungen je nach meteorologischen Verhältnissen (Ausbreitungsbedingungen
werden im Wesentlichen geprägt durch Windrichtung, Windgeschwindigkeit und Stabilität der
Atmosphäre) stark schwanken können. Deshalb ist zur Ableitung der Emissionsfaktoren ent-
weder die Analyse eines Tracer-Stoffes oder die Kenntnis der Variation des Ausbreitungs-
verhaltens notwendig.
5.2.1 Die Tracer-Methode
Bei dieser Methode wird vorausgesetzt, dass die Emissionsfaktoren der Tracersubstanz be-
kannt sind. Im Allgemeinen werden hierbei die Stickoxide (NO
x
) verwendet da diese derzeit
die am besten untersuchten verkehrsbezogenen Emissionsfaktoren darstellen und das Ver-
hältnis zwischen verkehrsbedingter Zusatzbelastung zu Vorbelastung im Nahbereich von
Straßen ausreichend groß ist. Die Berechnung der NO
x
-Emissionsfaktoren kann mittels
Handbuch für Emissionsfaktoren (HBEFA) in der aktuellsten Version erfolgen. Das Verhältnis
zwischen NO
x
-Emissionsdichte und NO
x
-Zusatzbelastung stellt das so genannte Verdün-
nungsverhältnis dar. Weiterhin wird begründet angenommen, dass sich PM10 aufgrund sei-
ner kleinen Partikelgrößen quasi wie ein Gas ausbreitet und das deshalb das für NO
x
abge-
leitete Verdünnungsverhältnis auch für PMx gilt. Wird dann die messtechnisch erfasste PMx-
Zusatzbelastung mit dem Verdünnungsfaktor multipliziert erhält man die PMx-Emissions-
dichte:
NO
x
-ZB / E(NO
x
) = PM10-ZB / E(PM10) = Verdünnungsfaktor = konst. bzw.
E(PM10) = PM10-ZB * E(NO
x
)/NO
x
-ZB,
wobei ZB die Differenz zwischen Gesamtbelastung und Vorbelastung kennzeichnet und E
die jeweilige Emissionsdichte. Mittels Division der Emissionsdichte durch die Fahrzeugmen-
gen erhält man dann den gesuchten Emissionsfaktor.
Der Vorteil dieser Methode liegt in der Unabhängigkeit von einem Ausbreitungsmodell und
dessen Fehlern bzw. Unsicherheiten in der Modellierung. Bei dieser Methode wird allerdings
davon ausgegangen, dass die jeweils verwendeten NO
x
-Emissionsfaktoren die Realität rich-
tig widerspiegeln.

Ingenieurbüro Lohmeyer
14
5.2.2 Rückrechnung mit einem Ausbreitungsmodell
Das o. g. Verdünnungsverhältnis kann auch mit entsprechenden, situationsangepassten
Ausbreitungsmodellen bestimmt werden. Hierzu wird zunächst eine (beliebige) PMx-Emis-
sionsdichte vorgegeben und unter Berücksichtigung der meteorologischen und ggf. weiterer
(z. B. Bebauung etc.) Verhältnisse Ausbreitungsberechnungen (z. B. mit dem Strömungs-
und Ausbreitungsmodell MISKAM) durchgeführt. Die somit berechnete PMx-Zusatzbelastung
wird mit der vor Ort gemessenen Zusatzbelastung verglichen. Aus der Abweichung des Re-
chenwertes vom Messwert kann auf die ,,tatsächliche’’ PMx-Emissionsdichte rückgerechnet
werden.
Bei dieser Methode wird vorausgesetzt, dass das Ausbreitungsmodell die Ausbreitung von
PMx ausreichend genau beschreiben kann. Der Vorteil bei Anwendung dieser Methode ist,
dass eine Emissionsfaktorenbestimmung auch erfolgen kann, wenn keine Konzentrations-
messungen eines Referenzstoffes (z. B. NO
x
) vorhanden sind. Nachteil ist, dass meist der
Fehler des Ausbreitungsmodells nicht bekannt ist.
5.2.3 Differenzierung der PMx-Emissionsfaktoren
5.2.3.1
Bestimmung der Emissionsfaktoren für die Fahrzeugklassen PKW/LNF und LKW
Die mit den o. g. Methoden bestimmbaren Emissionsfaktoren stellen die PM10-Gesamtemis-
sionsfaktoren der mittleren vor Ort fahrenden Fahrzeugflotte dar.
Unter Voraussetzung, dass die mittleren PMx-Emissionsfaktoren der PKW inkl. LNF und
LKW von anderen Einflussgrößen (wie z. B. Verkehrsstärke, Wochentag etc.) unabhängig
sind, kann eine Differenzierung in PKW inkl. LNF und LKW-Emissionsfaktoren aus dem Ver-
gleich der bestimmten Emissionsfaktoren e
ges
und Fahrzeugmengen n
PKW
und n
LKW
zu mög-
lichst stark unterschiedlichen Situationen erfolgen, z. B.
e
ges
(Sonntag) = e
PKW/LNF
* n
PKW+LNF
(So) + e
LKW
* n
LKW
(So) und
(5.1)
e
ges
(Mo bis Fr) = e
PKW/LNF
* n
PKW+LNF
(Mo-Fr) + e
LKW
* n
LKW
(Mo-Fr). (5.2)
Mit e als jeweiliger Emissionsfaktor [mg/(km
Fzg)] und n als Anzahl von Fahrzeugen im be-
trachteten Zeitintervall. Somit ergeben sich zwei Gleichungen mit den beiden unbekannten
Emissionsfaktoren, die somit eindeutig gelöst werden können. Liegt ein ausreichendes sta-

Ingenieurbüro Lohmeyer
15
tistisches Datenkollektiv e
ges
für eine große Bandbreite an LKW-Anteilen (z. B. aus kontinu-
ierlichen Messungen) vor, so ist auch eine Regression zur Bestimmung der PKW/LKW-
Emissionsfaktoren möglich.
5.2.3.2 Bestimmung der Quellanteile Auspuffemissionen, Abriebe, Aufwirbelung
Für die Ableitung der
Auspuffemissionen
aus den PM10-Gesamtemissionsfaktoren gibt es
folgende Möglichkeiten:
Berechnung mittels Handbuch für Emissionsfaktoren (HBEFA)
Ableitung aus PM10 und PM2.5 Inhaltsstoffanalysen sowie
Ableitung aus der PM10-Größenverteilung.
Die Auspuffemissionen können nach vorliegenden Erkenntnissen (z. B. Klingenberg et al.,
1991; Israel et al., 1994; Gehrig et al., 2003) zu fast 100 % Partikelgrößen kleiner 1 μm (ae-
rodynamischer Durchmesser) zugeordnet werden und werden somit auch voll durch eine im
Allgemeinen übliche PM2.5-Probennahme erfasst. Derzeit wird im Allgemeinen davon aus-
gegangen, dass durch die sehr hohen durch die Kraftübertragung vom Reifen auf die Straße
auftretenden Scherungskräfte Abriebspartikel im Wesentlichen in der Fraktion größer 2.5 μm
gebildet werden (siehe z. B. Israel et al., 1994; Rauterberg-Wulff, 1999b). Auch die sich auf
der Straße ablagernden Staubeinträge sind eher diesem Coarse-mode (2.5 bis 10 μm) zuzu-
ordnen.
Die chemische Zusammensetzung von Dieselabgaspartikeln von Diesel-PKW wird mit ca.
70 % Anteil dominiert von elementarem Kohlenstoff (EC) und daran adsorbierten organischer
Materie OM
1
(ca. 24 %) sowie Metalloxiden (2 %) und Sulfaten (kondensierte Schwefelsäure,
ca. 3 %) (Klingenberg et al., 1991). Israel et al. (1994) fanden bei Analysen der Kohlenstoff-
anteile aus Dieselabgasen eines Nutzfahrzeugmotors ein Verhältnis zwischen EC und OC
von 1:1.
1
OM= organische Materie. Entsprechend verschiedener Untersuchungen in der Literatur wird diese
aus OC unter Multiplikation mit einem Faktor zwischen 1.2 und 1.4 bestimmt.

Ingenieurbüro Lohmeyer
16
Aus diesem Grund können, wenn PM2.5-Filterproben vorliegen, aus den Inhaltsstoffen der
analysierten PM2.5-Proben (Zusatzbelastung) die genannten Stoffanteile den Auspuffemis-
sionen zugeordnet und mit der PM10-Zusatzbelastung ins Verhältnis gesetzt werden. Dieser
Quotient multipliziert mit dem PM10-Emissionsfaktor liefert den Auspuffemissionsfaktor.
Hat man eine Größendifferenzierung der Partikel in PM1 und PM10 in der Zusatzbelastung
zur Verfügung, so können wie oben erläutert die Partikel PM1 zu 100 % den Auspuffpartikeln
zugeordnet werden. PM(1 bis 10) werden dann vollständig den Abriebs- und Aufwirbelungs-
emissionen zugeordnet.
Die Simulation der realen
Abriebsemissionen
unter Laborbedingungen gestaltet sich
schwierig. Die direkte Messung dieser Partikelemissionen unter realen (Natur) Bedingungen
ist problematisch, weil eine Vielzahl von verschiedenen Emissionsprozessen wiederum eine
Vielzahl von Partikelprofilen erzeugt, die nur schwer zu separieren sind. Deshalb gibt es ver-
schiedene Ansätze, um Partikelemissionen aus Abrieben zu bestimmen.
Mehrere Studien nutzen Prüfstandversuche, um z. B. Partikelgrößenverteilungen des Rei-
fenabriebes zu bestimmen (z. B. Dannis, 1974; Cadle et al., 1979). Die so genannte Rezep-
tormodellierung (teilweise auch chemische Massenbalance-Modellierung genannt) ist eine
weitere weit verbreitete Methode zur Bestimmung von Emissionsfaktoren von Abrieben. Hier
werden für die Abriebsstoffe typische Inhaltsstoffe zusammengefasst und diese als Tracer
für die Identifizierung der Abriebsemissionen genutzt (Abu-Allaban et al., 2003). Ein Tracer
für Reifenabrieb stellt z. B. Zink dar. Rauterberg-Wulff (1998) verwendeten typische Materi-
alprofile (Verhältnis von elementaren Kohlenstoff zu organischem Kohlenstoff). Ein typischer
Tracer für Bremsabrieb ist z. B. Antimon. Letztendlich können Angaben über die Abriebs-
mengen durch regelmäßiges Auswiegen der Reifen oder Bremsen gewonnen werden, wel-
che unter Annahme von bestimmten Größenverteilungen zu PM
x
-Emissionsfaktoren umge-
rechnet werden kann.
Die Rezeptormodellierung sollte die genaueren Emissionsfaktoren liefern, da hier die auszu-
wertenden Proben direkt an den Straßen gemessen werden. Die Emissionsbedingungen
sind aber sehr stark variabel (z. B. unterschiedliche Fahrzeugflottenzusammensetzungen
oder verschiedene äußere Bedingungen, wie Wind, Temperaturen, Feuchte etc.). Zusätzlich
wirkt erschwerend, dass Abriebspartikel nicht nur direkt emittiert werden, sondern fahrzeug-
erzeugte Turbulenzen bereits abgelagertes (z. T. akkumuliertes) Material wieder aufwirbeln.
Diese variablen Randbedingungen und die schwierigen Differenzierung der Abriebspartikel

Ingenieurbüro Lohmeyer
17
wirkt sich in den großen Bandbreiten der in der Literatur ausgewiesenen Abriebsemissionen
aus.
In der Literatur finden sich verschiedene Möglichkeiten zur Ableitung des Beitrages von
Rei-
fenabrieb
an der Partikelemission.
Hüglin (BUWAL, 2000) schätzte diesen Anteil aus der Analyse der organischen Verbindung
N-Cyclohexyl-2-benzothiazolamin (NCBA) ab, welche praktisch ausschließlich in vulkani-
siertem Gummi vorkommt. Die Analyse auf diesen Stoff ist sehr aufwendig und teuer. Auch
schwanken nach (BUWAL, 2000) die NCBA-Gehalte in den Proben verschiedener Reifen-
hersteller stark.
Israel et al. (1994) schätzten den Anteil Reifenabrieb u. a. aus Größenverteilungen der Parti-
kel ab. Sie fanden beim Vergleich zwischen den an einer Autobahn gemessenen Partikel-
größenverteilung mit denen von reinen Abgaspartikelverteilungen heraus, dass die Diesel-
abgasverteilung gut die gemessene Partikelgrößenverteilung im Bereich zwischen 0.01 und
0.125 μm (aerodynamischen Durchmesser) beschreibt, dass aber zu größeren Partikeln hin
ein erheblicher Unterschied besteht. Diese größeren Partikel weisen in der Masseverteilung
eine log-Normalverteilung mit einem Äquivalentdurchmesser von 0.8 μm und einer geometri-
schen Standardabweichung von 4 μm auf. Diese wurden von den Autoren dem Reifenabrieb
zugeordnet. Nach diesen Ergebnissen konnten somit auch Partikel kleiner 2.5 μm dem Rei-
fenabrieb zugeordnet werden.
Demgegenüber fand Rauterberg-Wulff (1999b) Reifenabriebspartikel nur im Größenbereich
2.5 bis 10 μm. Zur Ableitung des Anteils Reifenabrieb an der Gesamtpartikelfraktion ging sie
von zwei grundlegenden Annahmen aus:
Reifenabriebspartikel kommen nur in der Fraktion 2.5 bis 10 μm vor und
das Verhältnis von niedrig siedenden (OC1) zu höher siedenden organischen Kohlen-
stoffverbindungen (OC2) unterscheidet sich in Anlehnung an Ergebnisse von Israel et
al. (1994) signifikant zwischen Abgaspartikeln und Reifenabriebspartikeln.
Aus entsprechenden Massebalance-Rechnungen können dann die Anteile Auspuff- und
Reifenabriebspartikel separiert werden.

Ingenieurbüro Lohmeyer
18
Sollte eine Differenzierung der organischen Kohlenstoffverbindungen in OC1 und OC2 nicht
zur Verfügung stehen so kann eine Abschätzung des Anteils Reifenabriebes am PM10 unter
folgenden Annahmen getroffen werden:
1. Der Reifenabrieb kommt nur in der Partikelfraktion 2.5 bis 10 μm vor.
2. Die Auspuffemissionen liegen zu 100 % in der PM2.5-Fraktion.
3. Der Anteil von elementaren Kohlenstoff (EC) an Reifenabriebspartikeln wird
nach Rauterberg-Wulff (1999b) bzw. Israel et al. (1994) zu 30 % angenom-
men.
4. Der Anteil von EC am gesamten Kohlenstoffgehalt (TC) liegt nach Israel et al.
(1994) im Reifen bei ca. 34 %.
Aus diesen Annahmen heraus können aus den Inhaltsstoffen der analysierten PM(2.5-10)-
oder besser PM(1 bis 10)-Proben (Zusatzbelastung) die genannten Anteile den Reifenab-
riebsemissionen zugeordnet und mit der PM10-Zusatzbelastung ins Verhältnis gesetzt.
Es sei allerdings darauf hingewiesen, dass neben der o. g. Annahme, dass Reifenabriebe im
Wesentlichen nur im coarse-mode auftreten, auch über andere Größenverteilungen berichtet
wird (siehe Abschnitt 5.5.1).
Bremsbeläge
setzen sich überwiegend aus anorganischem Material mit erheblichen Antei-
len von Kupfer, Nickel, Chrom und Blei zusammen (siehe z. B. Muschak, 1989; Palme et al.,
2004). Zieht man Elementuntersuchungen von Stechmann (1993) heran, so enthalten nicht
asbesthaltige Bremsbeläge auch nicht vernachlässigbare Elementgehalte für Eisen und Zink.
Außerdem ist neben den erwähnten Substanzen im Bremsstaub noch Eisen aus Abrieb der
Bremsschreiben bzw. Bremstrommeln enthalten. In mehreren Messungen ist Antimon (Sb)
nachgewiesen und als idealer Tracer für die Bremsabriebe verwendet wurden, da Antimon-
Immissionen weitgehend nur durch Bremsvorgänge realisiert werden und der Anteil Antimon
an Bremsbelägen mit 2 % gut bekannt ist (Palme et al., 2004; Rauterberg-Wulff, 1998).
Für die
Straßenabriebe
ist derzeit keine eindeutige Leitsubstanz bekannt. Die Differenz zwi-
schen dem gesamten PM10-Emissionsfaktor und den auspuffbedingten Partikelemissionen
ist allerdings allen Abrieben (Reifen, Bremsen, Kupplung, Straße) und der Wiederaufwirbe-
lung eingetragener Partikel zuzuordnen. Aus diesem Grund wird dies im Allgemeinen der
Quellgruppe
Abriebe und Aufwirbelung
zugeordnet.

Ingenieurbüro Lohmeyer
19
Im Weiteren wird als ,,Emissionsfaktor aus Messdaten’’ derjenige Emissionsfaktor bezeich-
net, welcher mittels der genannten Methoden (Tracermethode, Rückrechnung, Größen- bzw.
Inhaltsstoffanalyse) aus Immissionsmessungen bestimmt worden sind.
Als ,,Emissionsfaktor berechnet’’ wird derjenige Emissionsfaktor bezeichnet, welcher sich
aus einem Modell (z. B. Emissionsmodell) oder einer Emissionsdatenbank (z. B. HBEFA,
CORINAIR etc.) berechnen lässt.
„PM10-Emissionsfaktor gesamt’’ kennzeichnet die Summe aller Emissionsanteile, also Aus-
puff, Abriebe und Aufwirbelung.
5.3 Ergebnisse der Literaturrecherche von Lohmeyer (2001)
Als Ergebnis der Literaturauswertung im Jahr 2001 (Lohmeyer, 2001) zeigte sich:
- Als wichtigste Einflussgrößen auf die PMx-Emission wurden die Staubbeladung der
Straße/Straßenzustand, die Flottenzusammensetzung des Verkehrs (Flottengewicht), die
Regenhäufigkeit und Luftfeuchte und die Fahrzeuggeschwindigkeiten diskutiert. Die
quantitativen physikalischen Zusammenhänge und Wechselwirkungen dieser Einfluss-
größen untereinander zum Verständnis der PMx-Emissionsprozesse waren aber weitge-
hend unklar.
- Eine Formel zur Bestimmung der Emissionen gab es in Schweden und von der EPA der
USA.
- Andere Länder z. B. Österreich, Großbritannien, Frankreich leiteten in Ermangelung
besserer Verfahren die PM10-Emission aus der NO
x
- oder Rußemission ab.
- Aus einigen Ländern (Schweiz, Niederlande) waren Emissionsfaktoren für eine einzelne
Straße oder pauschal für Straßen veröffentlicht worden.
Die Recherche zeigte, dass große Unsicherheit bzgl. der PM10-Emissionsbestimmung aus
Staubaufwirbelung und Straßenabrieb herrschte. Das Fehlen einer Berechnungsvorschrift
wurde beklagt, die Leistungsfähigkeit der EPA-Formel wurde z. B. in den USA von einer re-
nommierten Gruppe in Frage gestellt, die englische Partikel-Expertengruppe hielt sie gar für
England überhaupt nicht für anwendbar und bestimmte die PM10-Emission aus der NO
x
-
Emission, trotz des Erkennens der Problematik dieser Vorgehensweise.

Ingenieurbüro Lohmeyer
20
Da aber auf Basis der Informationen der damaligen Recherche Empfehlungen gemacht wer-
den mussten, wurde damals Folgendes vorgeschlagen:
a) kurzfristig
Es wurde empfohlen, nicht die schwedische Formel zu verwenden, da ihre Anwendbarkeit
noch problematischer erscheint als die der EPA-Formel. Es wurde empfohlen, für die PM10-
Emissionen einer Straße anzusetzen, dass sie sich für das zu betrachtende Bezugsjahr (Bzj)
zusammensetzen aus den Emissionen aus dem Auspuff und den Emissionen aus
Ab
rieb
und Auf
wirbelung (Ab+Auf), bestehend aus den Emissionen infolge Reifen-, Brems- und
Kupplungsbelagsabrieb, Straßenabrieb und Aufwirbelung von Straßenstaub, also
(
)
10
(
)
10
(
)
e
10
Bzj
e
Bzj
e
Ab Auf
Bzj
PM
Auspuff
PM
PM
= +
+
. (5.3)
Dabei werden
e
Auspuff
10
(
Bzj
)
PM
, die Emissionen aus dem Auspuff, entnommen aus dem Hand-
buch für Emissionsfaktoren des Umweltbundesamtes (HBEFA). Für Abrieb und Aufwirbelung
wird angesetzt, dass diese vom Bezugsjahr unabhängig sind, also
Ab Auf
PM
Ab Auf
e
PM
+
10
Bzj
)
=
e
+
10
(
. (5.4)
Für nicht überdeckelte Straßen wurde folgendes Berechnungsverfahren vorgeschlagen:
Ab Auf
e
PM
+
10
=
⋅⋅
−.5⋅)
(1 0
0.85
1
(
)
0.52
2.14
r
a k
sL
W
(2000)
10
Auspuff
e
PM
(5.5)
bzw. für die gesuchte gesamte PM10-Emission im Bezugsjahr einer Straße
Auspuff
PM
Ab Auf
e
PM
Bzj
e
PM
e
10
10
(
)
=
+
10
+
´
(im Bezugsjahr).
(5.6)
Zu den Details siehe Abschnitt 5.4.1. Dieses so genannte modifizierte EPA-Modell wurde
seither in Deutschland weitestgehend bei PM10-Emissionsprognosen angewendet. Es ist
z. B. auch in das Merkblatt für Luftverunreinigungen von Straßen (MLuS 02) integriert wur-
den.
b) längerfristig
Die Leistungsfähigkeit der damals empfohlenen Formel für die Emissionsbestimmung an-
hand der EPA Formel wurde als nicht groß angesehen, obwohl sie in ihrer Form auf die da-
mals vorhandenen deutschen Messdaten angepasst wurde. Wesentliche Parameter schie-
nen zu fehlen. Zumindest für Hochleistungsstraßen schien der Straßenabrieb die Emission

Ingenieurbüro Lohmeyer
21
besser zu beschreiben als die Staubbeladung. Es wurde empfohlen zu prüfen, inwieweit die
Einführung folgender Parameter die Emissionsbestimmung verbessern kann:
1) Materialparameter der Straßendecke (Asphaltbeton, Zementbeton, Pflaster, etc.). Sieker
et al. (1988) geben z. B. den Faktor 3 als Unterschied im Abrieb zwischen Asphalt- und
Zementbeton.
2) Straßenzustandsparameter (glatt oder rau, neu oder verwittert, zerbröckelnd oder fest
gefügt oder geflickt).
3) Geschwindigkeit der Fahrzeuge bzw. Fahrmuster.
4) etc.
Weiterhin sollte der Einfluss von Regentagen näher erkundet werden. Rauterberg-Wulff
(2000) setzte eine Halbierung der Emission an Regentagen an, laut Kuykendal (2000) ar-
beitete die EPA an Regentagen mit einer Nullemission.
5.4 Modelle für nichtauspuffbedingte PM10-Emissionen
5.4.1 Modifiziertes EPA-Modell nach Lohmeyer
Von Lohmeyer (2001) wurde wie oben erläutert empfohlen, für die PM10-Emissionen einer
Straße anzusetzen, dass sie sich für das zu betrachtende Bezugsjahr (Bzj) zusammensetzen
aus den Emissionen aus dem Auspuff und den Emissionen aus
Ab
rieb
und Auf
wirbelung
(Ab+Auf), bestehend aus den Emissionen infolge Reifen-, Brems- und
Kupplungsbelagsabrieb, Straßenabrieb und Aufwirbelung von Straßenstaub, also
(
)
10
(
)
10
(
)
e
10
Bzj
e
Bzj
e
Ab Auf
Bzj
PM
Auspuff
PM
PM
= +
+
. (5.7)
Dabei werden
e
Auspuff
10
(
Bzj
)
PM
, die Emissionen aus dem Auspuff, entnommen aus dem Hand-
buch für Emissionsfaktoren des Umweltbundesamtes (HBEFA). Für Abrieb und Aufwirbelung
wird angesetzt, dass diese vom Bezugsjahr unabhängig sind, also
Ab Auf
PM
Ab Auf
e
PM
+
10
Bzj
)
=
e
+
10
(
. (5.8)
Für nicht überdeckelte Straßen wurde folgendes Berechnungsverfahren vorgeschlagen:

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22
Ab Auf
e
PM
+
10
=
⋅⋅
−.5⋅)
(1 0
0.85
1
(
)
0.52
2.14
r
a k
sL
W
(2000)
10
Auspuff
e
PM
(5.9)
bzw. für die gesuchte gesamte PM10-Emission im Bezugsjahr einer Straße
Auspuff
PM
Ab Auf
e
PM
Bzj
e
PM
e
10
10
(
)
=
+
10
+
´
(im Bezugsjahr).
(5.10)
Wobei für die Auspuffemissionen die Emissionsfaktoren für die Verkehrssituation
„durchschnittlich Innerorts’’ (da die Validierungsdaten aus Innerortsverkehrssituationen ge-
wonnen wurden) nach Handbuch für Emissionsfaktoren angesetzt wurde:
Auspuff
e
PM
10
(2000) =
g km für PKW inkl lNfz und
g km für LKW
0.016
/
(
.
)
0.492 /
(5.11)
Dabei bedeuten:
e =
Emissionsfaktor der Fahrzeuge
[g/(km ⋅
Fzg)]
a =
Korrekturfaktor für die Anwendung auf Straßen in Deutschland
[-]
k =
Basisemissionsfaktor der EPA = 0.18 g/km
sL =
PM75-Fraktion der Staubbeladung der Straße
W =
Mittleres Gewicht der Fahrzeuge der Fahrzeugflotte
r =
Anteil der Regentage eines Jahres (z. B. r = 0.3
[-]
bei den jährlich ca. 120 Regenta-
gen in Norddeutschland), aus Literatur oder beim Deutschen Wetterdienst (DWD) be-
schaffbar.
In die Formel darf laut EPA (1993, 1997) nur das mittlere Gewicht der Fahrzeugflotte einge-
setzt werden, es darf nicht getrennt für PKW und für LKW gerechnet werden.
a) Innerortstraßen
Für die Anwendung auf Innerortstraßen wurde damals ausgehend aus den Messungen in
der Schildhornstraße (Berlin) und Lützner Straße (Leipzig), den Messungen von Rauterberg-
Wulff an der Frankfurter Allee (Berlin) und den Auswertungen des LUA Brandenburg vorge-
schlagen:
a =
0.8
[-]
bei gutem Straßenzustand, a = 2 bei schlechtem Zustand,
sL= 0.2 g/m
2
bei gutem Straßenzustand, sL = 0.4 g/m
2
bei schlechtem Zustand,
sowie W (PKW) = 1.1 t
W (lNFZ) = 1.9 t
W (sNFZ) = 9 t.

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23
b) Außerortstraßen und Autobahnen
Für die Anwendung außerorts und für Autobahnen fehlten damals Messdaten, um die EPA-
Formel entsprechend zu modifizieren. Als Emissionsdaten lagen damals nur für die Berliner
Stadtautobahn aus Schwebstaub abgeleitete PM10-Emissionsfaktoren (Mittelwert aus den
Bezugsjahren 1989 bis 1992) vor. Es wurde ausgehend von plausiblen Annahmen zur
Staubbelegung sowie ausgehend von Angaben des LUA Brandenburg zu Fahrzeuggewich-
ten vorgeschlagen in Abweichung vom Vorgehen bei Innerortstraßen:
sL =
0.1 g/m
2
,
Außerorts:
W (PKW) = 1.2 t
W (lNfz) = 2.0 t
W (sNfz) = 11 t,
Autobahnen: W (PKW) = 1.3 t
W (lNfz) = 2.1 t
W (sNfz) = 13 t.
c) Tunnelstrecken
Die PM10-Emissionen auf Tunnelstrecken waren entsprechend der im Jahr 2001 vorliegen-
den Daten offenbar niedrigerer als die von offenen Straßen. Das zeigten die an den Tunneln
Tegel (Berlin) und Brudermühltunnel (München) gefundenen Emissionsfaktoren sowie der
Vergleich der Emissionsfaktoren im Tunnel Tegel mit denen an der Berliner Stadtautobahn.
Begründet wurde dies mit der im Tunneln allgemein angenommenen gleichmäßigeren Fahr-
weise (geringere Abriebe) und weniger Staubeinträgen (trockene und nasse Deposition; we-
niger Schmutz an den Fahrzeugen, da größere Entfernungen zu verschmutzten Fahrbahnen
etc.).
Auf Basis der wenigen vorhandenen Daten für Tunnelstrecken wurde deshalb damals für die
Bestimmung des PM10-Emissionsfaktors für PKW und SNfz vorgeschlagen:
PKW (inkl. LNfz)
e
10
(
Bzj
)
0.025
e
Auspuff
10
PKW
(
Bzj
)
PM
PKW
PM
=
+
[g/(km
Fzg)]
(5.12)
LKW:
e
10
(
Bzj
)
0.57
e
Auspuff
10
LKW
(
Bzj
)
PM
LKW
PM
= +
[g/(km
Fzg)].
(5.13)
In einem Forschungsprojekt des Landesumweltamtes Nordrhein-Westfalen wurden aus
vorliegenden Messdaten aus Feinscreeninguntersuchungen, die im Rahmen der Umsetzung
von § 40 (2) des Bundes-Immissionsschutzgesetzes durchgeführt wurden, PM10-Emissi-
onsfaktoren abgeleitet (Brand et al., 2002). Diese wurden mit dem modifizierten EPA-Modell
nach Lohmeyer (2001) sowie mit einem Ansatz von Filliger et al. (1999), der PM10-Emissio-
nen aus NO
x
-Emissionen und straßenspezifischen Verhältnissen TSP/NO
x
und PM10/TSP
berechnet, verglichen. Als Resultat konnte festgestellt werden, dass der Vergleich mit dem

Ingenieurbüro Lohmeyer
24
Ansatz nach Lohmeyer (2001) gute Übereinstimmung zeigte. Eine Gegenüberstellung mit
den Emissionsfaktoren nach dem Ansatz von Filliger lieferte deutlich zu hohe Werte über
den gesamten betrachteten Wertebereich. Es wurde für Nordrhein-Westfalen empfohlen, das
Modell nach Lohmeyer zu verwenden.
Das Ministerium für Umwelt und Verkehr, Baden-Württemberg finanzierte im Jahr 2002 ein
Projekt, um auf Basis von bereits vorliegenden Messdaten an deutschen Verkehrsmessstati-
onen die dortigen PM10-Emissionen zu bestimmen und mit den Ergebnissen der modifizier-
ten EPA-Formel zu vergleichen, emissionsrelevante Parameter zu isolieren und die Grundla-
gen für die Emissionsmodellierung zu verbessern (Lohmeyer, 2003).
Die Untersuchungen wurden durch das Ingenieurbüro Lohmeyer, das Institut für Energie-
und Umweltforschung Heidelberg GmbH (IFEU) und das Zentrum für Umweltmessungen,
Umwelterhebungen und Gerätesicherheit Baden-Württemberg (UMEG) Karlsruhe durchge-
führt. Von den zuständigen Landesbehörden wurden dafür die Jahresmittelwerte von PM10
und NO
x
-Konzentrationen an 47 verkehrsnahen Messstellen der Länder zugearbeitet. Davon
verblieben nach einer Vorauswertung der Daten (Konzentrationen, Verkehr, Meteorologie,
möglicher Einfluss weiterer Quellen aus der Umgebung), ihrer Überprüfung auf Vollständig-
keit z. B. bezüglich gleichzeitig vorliegender Verkehrsdaten, Verfügbarkeit von Vorbelastun-
gen etc. und einer Begehung von 31 Messstellen noch 16 Datensätze, die detailliert ausge-
wertet und systematisiert wurden. Es wurde festgestellt:
1. Die ermittelten PM10-Gesamtemissionen (motor-plus nicht-motorbedingt) liegen an
den untersuchten Straßen bis zu sechsmal höher als die Motoremissionen.
2. Die Streubreiten der Abweichungen zwischen aus den Messdaten abgeleiteten und
mit dem modifizierten EPA-Modell berechneten Emissionsfaktoren sind groß.
3. Das modifizierte EPA-Modell überschätzt die nicht-motorbedingten Emissionen vor
allem im Bereich kleiner Emissionsfaktoren einer Fahrzeugflotte. Vor allem hohe
Emissionsfaktoren scheinen (bei geringem Datenkollektiv) vom Emissionsmodell je-
doch eher unterschätzt zu werden.
4. Erstmals für Deutschland konnten im vorliegenden Projekt für 3 Autobahnabschnitte
Emissionsfaktoren aus Immissionsmessungen abgeleitet ermittelt werden. An 2 Au-
tobahnmessstellen an der A 5 zeigten sich deutlich geringere Emissionen als errech-
net, für eine Messstelle (Stadtautobahn Berlin) zeigten sich die Emissionen in erwar-
teter Höhe.

Ingenieurbüro Lohmeyer
25
5. In der Stresemannstraße in Hamburg mit einer Geschwindigkeitsbegrenzung von
30 km/h liegen die PM10-Emissionsfaktoren deutlich niedriger als die an allen ande-
ren Straßen ermittelten Werten und auch niedriger als mit dem modifizierten EPA-
Modell errechnet. Allerdings konnten dort die Auspuffemissionen nur mit großen Un-
sicherheiten bestimmt werden, sodass die Aussage nur als Hinweis für weitere Un-
tersuchungen diente.
6. Zur objektiven Quantifizierung des Straßenzustandes wurde eine Methodik entwi-
ckelt, die auf den ,,Arbeitspapieren zur Systematik der Straßenerhaltung’’ der For-
schungsgesellschaft für Straßen- und Verkehrswesen (FGSV) basierte.
7. Ein Einfluss des Straßenzustandes auf die PM10-Emission konnte im Projekt weder
bestätigt noch widerlegt werden, da zu wenig Messpunkte vorhanden und die Variati-
onen in den vorgefundenen Straßenzuständen zu gering waren.
Die Bayrische Landesanstalt für Umwelt (Rabl, 2003) verglich PM10-Messwerte (Immissio-
nen, nicht Emissionen) an Stadtstraßen (Fahrmodus: Innerorts- Hauptverkehrsstraße mit
Geschwindigkeiten größer 50 km/h) sowie an Autobahnen mit Ergebnissen des PC-Pro-
gramms MLuS 02, welches das modifizierte EPA-Modell als Emissionsmodell beinhaltet. Sie
fanden bei den untersuchten Stadtstraßen eine Abweichung der berechneten Konzentratio-
nen von den gemessenen, die linear von der Verkehrsstärke abhängig ist. Bei Verkehrsstär-
ken größer 15.000 Kfz/Tag ergibt sich folgender Überschätzungsfaktor f:
f = 0.0000114
DTV + 0.88
(5.14)
Für Verkehrsstärken kleiner 15.000 Kfz/Tag beträgt f = 1. Das heißt z. B., dass bei einer Ver-
kehrsstärke von 30.000 Kfz/Tag die PM10-Gesamtbelastung um ca. 22 %, bei
50.000 Kfz/Tag um ca. 45 % überschätzt wird. Für Autobahnen zeigte sich diese Linearität
nicht. Hier reichte die Überschätzungsmarge vom Faktor 1.6 bis 2.5 in der PM10-Gesamt-
belastung.
5.4.2 US-EPA
Die Serie "Compilation of Air Pollutant Emission Factors", AP-42 enthält Emissionsfaktoren
für die unterschiedlichsten Luftschadstoffquellen. Sie wird laufend vervollständigt, die jeweils
neueste Fassung ist zu finden in
http://www.epa.gov/ttn/chief/ap42/ch13/.
Dort ist ein Emissionsmodell gegeben für unbefestigte Straßen (wird im Folgenden zunächst
nicht mehr weiter betrachtet) und eines für befestigte Straßen. Es wurde 1984 veröffentlicht,

Ingenieurbüro Lohmeyer
26
1993 (EPA, 1993), 1997 (EPA, 1997) und 2002 (US-EPA, 2002) fortgeschrieben [Zu den
grundlegenden Aussagen und Annahmen des Modells siehe z. B. auch Lohmeyer (2001)].
Das Modell geht in der Version 2002 davon aus, dass sich die Emission in folgender Form
beschreiben lässt:
e = k (sL/2)
0.65
(W/3)
1.5
(1-P/4N)
(5.15)
e [g/(km
Kfz)] = PM10-Emissionsfaktor (Straßenabrieb, Staubaufwirbelung etc. inkl.
Auspuffemission)
k [g/km
Kfz]
= Basisemissionsfaktor
sL [g/m²]
= silt Load = PM75-Staubbelegung der Straße
W [to]
= Mittleres Fahrzeuggewicht der Flotte (Achtung: Formel darf nicht separat
für z. B. LKW und Pkw verwendet werden)
P
= Anzahl von Tagen mit Niederschlagssumme von mehr als 0.254 mm wäh-
rend der Mittelungszeit
N
= Anzahl von Tagen innerhalb der Mittelungsperiode.
Neben der o.a. Regenkorrektur mit Tagesbezug gibt es auch eine, welche auf Stundenbezug
anwendbar ist. Diese lautet (1-1.2 P/N). Hierbei ist N die Anzahl von Stunden im Mittellungs-
zeitraum und P die Anzahl von Stunden mit o. g. Niederschlagssumme. Die US-EPA geht
somit in Abweichung ihres Modells aus 1997 davon aus, dass an Tagen mit Regen eine
25%ige Emissionsreduktion der Gesamtpartikelemissionen zu verzeichnen ist. Innerhalb
einer Regenstunde wird im Prinzip von einer Nullemission ausgegangen, wobei ein emis-
sionsmindernder Effekt über die Regenstunde hinaus anhält (Hystereseeffekt).
Die o. g. Formel enthält wie beschrieben die Partikelgesamtemissionen infolge
Auspuffemissionen, Wiederaufwirbelung von Straßenstaub sowie Reifen- und Bremsabrie-
ben. Die US-EPA (2003) schlug im August 2003 vor, diese Gesamtemissionen zu separieren
in Abgaspartikel, Brems- und Reifenabrieb und Emissionen infolge Straßenstaub. Für die Be-
stimmung der Abgasemissionen sowie Brems- und Reifenabriebe wird auf das US-Amerika-
nische Emissionsfaktorenmodell MOBILE6.x (2003) verwiesen (siehe dazu auch Abschnitt
5.4.1). Zur Bestimmung der Partikelemissionen infolge Aufwirbelung einer trockenen Straße
wird von der EPA folgende Gleichung vorgeschlagen:
e = k (sL/2)
0.65
(W/3)
1.5
– C
(5.16)

Ingenieurbüro Lohmeyer
27
e [g/(km
Kfz)] = PM10-Emissionsfaktor (nur Staubaufwirbelung)
C
= Emissionsfaktor für die Auspuffemissionen, Reifenabrieb und Bremsab-
rieb einer durchschnittlichen amerikanischen Fahrzeugflotte im Jahr 1980,
also im Jahr der für die Entwicklung der EPA-Formel bestimmten PM10-
Emissionsfaktoren. Für PM10: C = 0.1317 g/(Kfz km).
Der Emissionsfaktor infolge Staubaufwirbelung wird als vom Bezugsjahr unabhängig ange-
nommen. Für die Bestimmung des Gesamtemissionsfaktors sind die Emissionen aus
MOBILE6.x für das jeweilige Bezugsjahr hinzuzuaddieren.
Mit Hilfe der o. g. Gleichung lässt sich der Anteil der Staubaufwirbelung an der PM10-
Gesamtemission abschätzen. In
Tab. 5.1
ist für in Deutschland gängige Staubbeladungen
der Straßenoberfläche von 0.02 bis 0.5 g/m
2
der gesamte Emissionsfaktor und der Emissi-
onsfaktor infolge Staubaufwirbelung bei einem mittleren Flottengewicht von 3.74 t (entspricht
einer Flotte mit knapp 20 % LKW-Anteil) aufgetragen. Schon bei kleinen Staubbeladungen
ist lt. EPA die Staubaufwirbelung der wichtigste Parameter.
Staubbeladung
der Straße
g/m
2
Gesamter
Emissionsfaktor
g/Kfz und Meile
Motor, Abrieb, Brem-
sen und Reifen
g/Kfz und Meile
Staubaufwirbelung
g/Kfz und Meile
0.02 0.5093 0.2119 0.2974
0.05 0.9239 0.2119 0.7120
0.075 1.2025 0.2119 0.9906
0.1
1.4497
0.2119
1.2378
0.25 2.6299 0.2119 2.4180
0.5 4.1268 0.2119 3.9149
Tab. 5.1: Gesamte PM10-Emissionsfaktoren für eine Fahrzeugflotte mit mittlerem Fahrzeug-
gewicht von 3.74 t im Vergleich zum Emissionsfaktor infolge Staubaufwirbelung,
aus Entwurf der US-EPA (2003)
Mit den angeführten Erweiterungen bzgl. Regenkorrektur und Separation der Aufwirbelungs-
emissionen schlägt die US-EPA den Weg ein, welcher bereits zumindest in Bezug auf die
Separation zwischen Motoremissionen und Rest im modifizierten EPA-Modell entsprechend
Lohmeyer (2001) umgesetzt war. Die generellen Kritiken und Probleme bzgl. deren physika-
lischer Grundlagen (siehe auch Lohmeyer, 2001; Venkatram, 2000; Fitz, 2001) bleiben damit
jedoch unbeeinflusst. Dies betrifft insbesondere den Zweifel daran, dass für die PM10-Emis-
sion die PM75-Staubbeladung der Straße ein ,,primärer’’ Parameter für die PM10-Emission
darstellen kann.

Ingenieurbüro Lohmeyer
28
5.4.3 SMHI-Modell Schweden
Bringfeld et al. (1997) vom Schwedischen Meteorologischen und Hydrologischen Institut
(SMHI) beschreiben die PM10-Emissionen einer Straße ohne die auspuffbedingten Emissio-
nen wie folgt:
E = F
qe
e
fdust
(5.17)
Dabei ist e
fdust
ein Basisemissionsfaktor. F
qe
ist ein Faktor, der die jahreszeitlich wechselnde
Staubbeladung der Straßen in Schweden berücksichtigt (im Winter viel Streumaterial und
Abrieb durch Spikereifen) sowie die Feuchtigkeit der Straße.
Die Bestimmung von F
qe
ist aufwendig, sie wird im gesamten Jahr für jede Stunde auf Basis
der örtlichen Informationen über Lufttemperatur, Feuchte, Niederschlag etc. in einer sehr
detaillierten Weise vorgenommen (siehe dazu auch z. B. Lohmeyer, 2001). Johansson et al.
(1999) von der Stockholm Environment and Health Protection Administration benutzen die
von Bringfeld et al. (1997) erarbeiteten Beziehungen und geben für die Emission infolge
Staubaufwirbelung die funktionale Beziehung an.
⎜⎞
⎟+
+
⋅⎛
⎜⎞
=
⋅⎛
2
0,5
110
6,7
100
%(
)
110
6,7
100
%
PKW
V
LKW
Busse
V
E F
qe
(5.18)
Die Emission der PKW ist demnach proportional dem Quadrat der Fahrgeschwindigkeit, die
der LKW und Busse proportional der Quadratwurzel. Bei einer Geschwindigkeit von
110 km/h sind die Emissionen beider Fahrzeuggruppen gleich, anders als bei der EPA-For-
mel geht also die Fahrgeschwindigkeit in die Emissionsbestimmung ein. Der Faktor 6.7 ent-
stammt der Veröffentlichung von Claiborn (1995). Dieser benennt den Wert dort als unsi-
chere Größe. Die Herleitung des funktionalen Zusammenhanges konnte damals bei Loh-
meyer (2001) trotz Kontaktaufnahme mit den Autoren nicht geklärt werden.
Auf dem ,,Nordic Model Workshop’’ im August 2002 (SMHI, 2002) wurde festgestellt, dass
das Modell die saisonalen Variationen (z. B. starke PM10-Spitzen im Frühjahr) simulieren
kann, es aber noch Unklarheiten bzgl. des absoluten Niveaus der berechneten Emissions-
faktoren gibt. Somit ergibt sich in Bezug auf die Einschätzung dieses Modells durch Loh-

Ingenieurbüro Lohmeyer
29
meyer (2001), dass wegen der dortigen Spikereifen das Modell für mitteleuropäische Ver-
hältnisse nicht anwendbar ist, keine neue Bewertung.
5.4.4 VLUFT Modell Norwegen
Norwegen nutzt innerhalb des Modells VLUFT zur Beschreibung von Partikelemissionen ein
empirisches Emissionsmodell (SMHI, 2002; Gustafsson, 2001). Das Modell ist stark abhän-
gig vom Parameter zur Beschreibung des Einflusses der Spikereifen. Die Emissionen wer-
den weiterhin modifiziert durch einen Feuchtigkeitsfaktor, welcher aus Routinemessungen
von Straßenoberflächenbedingungen bestimmt wurden ist. Zusätzlich werden auch die Zu-
sammensetzung der Fahrzeugflotte und die Fahrzeuggeschwindigkeiten berücksichtigt:
Q = EP + F
spike
F
nass
(PM2.5
str
+ Q
ref
(a+bTT) (v/v
ref
)²)
(5.19)
Q
=
PM10-Emissionsfaktor [g/(Fzg km)]
EP
=
Auspuffpartikelemissionsfaktor [g/(Fzg km)] aus nationaler Emis
sionsfaktorendatenbank
F
spike
=
Faktor zu Berücksichtigung der Spikereifenbenutzung
F
nass
=
Faktor zur Berücksichtigung der Feuchtigkeit der Straßenoberfläche
(sollte idealerweise vor Ort gemessen werden, in der Praxis aber wird
er aus der Luftfeuchte und der vergangenen Zeit seit dem letzten Re-
genereignis bestimmt)
PM2.5
str
=
Feine Partikelfraktion vom Straßenabrieb [g/(Fzg km)]
Q
ref
=
Auspuffemissionen in Referenzsituationen [g/(Fzg km)]
(a+bTT)
=
Korrektur für den Anteil von Schwerverkehr; TT=Anteil Schwerverkehr
an Fahrzeugflotte in %, a und b sind empirisch abgeleitete Parameter
v = Fahrzeuggeschwindigkeit [km/h]
v
ref
= Referenzgeschwindigkeit [km/h]
Wird der Einfluss der Spikereifen und der Feuchtigkeit vernachlässigt, so können lt. Gustafs-
son (2001) die beiden Faktoren (F
spike
,F
nass
) zu eins gesetzt werden. Typische Werte für a
und b sind dann 2.48 und 0.26, v
ref
ist 75 km/h. Über die Güte des Modells werden keine
Aussagen gemacht. Es wird allerdings angegeben, dass dieses Modell im Wesentlichen
dazu dient, Spitzenemissionen zu beschreiben (SMHI, 2002). In Abweichung vom Vorgehen
bei der EPA wird hier also eine Separation in motorbedingte Emissionen, PM2.5-Partikel-
fraktion des Straßenabriebes (welche also direkt emittiert wird ohne vorherige Deposition)
und Rest (Bremsabrieb, Reifenabrieb, grobe Fraktionen des Straßenabriebes, sonstiges)

Ingenieurbüro Lohmeyer
30
vorgenommen. Der PM2.5-Straßenabrieb wird von den Autoren als von der Fahrzeugge-
schwindigkeit unabhängig angesetzt. Der Emissionsfaktor des Restes ist vom Schwerver-
kehrsanteil abhängig (vom Ansatz etwa vergleichbar mit der Abhängigkeit von Gewicht der
Fahrzeugflotte im EPA-Modell). Für Schwerverkehrsanteil gleich null (also 100 % PKW inkl.
LNF) läge der nicht auspuffbedingte PM10-Emissionsfaktor in der Referenzsituation ca. 2.5-
mal höher als die Auspuffemissionen in der Referenzsituation. Zusätzlich wird noch in die-
sem Modell eine quadratische Abhängigkeit von der Fahrzeuggeschwindigkeit angenommen.
Dieser Term verknüpft die Emissionsraten der Abriebe mit dem Prozess der Wiederaufwir-
belung (Resuspension). Bei einer Fahrzeuggeschwindigkeit von 30 km/h ist dieser Emissi-
onsbeitrag nur ca. 16 % von der bei der Referenzgeschwindigkeit 75 km/h.
5.4.5 Schweizer Vorgehen
Die Eidgenössische Materialprüfungs- und Forschungsanstalt (EMPA) und das Paul Schwe-
rer Institut (PSI) beendeten und veröffentlichten im Sommer diesen Jahres ein umfangrei-
ches Forschungsvorhaben zur PMx-Problematik (Gehrig et al. (2003). Ziel dieses Projektes
war die Quantifizierung und Charakterisierung der primären Partikel-Emissionen aus dem
Straßenverkehr sowie die Berechnung von Emissionsfaktoren für verschiedene Verkehrssi-
tuationen und Prozesse (Auspuffemissionen, Emissionen aus Abrieb und Aufwirbelung).
Hierbei wurden anhand von PM10 und PM1-Luv-Lee-Messungen an stark befahrenen Stra-
ßen bzw. anhand des Vergleiches von Verkehrsbelasteten Standort zu Hintergrundstandort
(Beschreibung der Methodiken siehe Abschnitt 5.2) Emissionsfaktoren für leichte Motorwa-
gen (Fahrzeuglänge kleiner 6 m, also PKW, LNF, Motorräder) und schwere Motorwagen
(LKW, Reise- und Linienbusse) berechnet. Dazu wurde die NO
x
-Tracer-Methodik verwendet,
d. h. die Bestimmung der PM10-Emissionsfaktoren über die gemessenen Verkehrsmengen,
die gemessenen PM10 und NO
x
-Konzentrationsdifferenzen zwischen Luv und Lee sowie den
als bekannt angenommenen NO
x
-Emissionsfaktoren. Zur Unterscheidung zwischen den di-
rekten Partikel-Auspuffemissionen und den Emissionen aus Abriebs- und Aufwirbelungspro-
zessen wurden die zwei Größenklassen PM10 und PM1 getrennt betrachtet. PM1 wurde als
direkte Auspuffemission interpretiert und PM10 minus PM1 als Abriebs- und Aufwirbelungs-
anteil.
Untersucht wurden sechs Straßen mit unterschiedlichen Verkehrssituationen:

Ingenieurbüro Lohmeyer
31
Zürich/Schimmelstraße (Innerorts_LSA3), Zürich/Weststraße (Innerorts_HVS3), Zürich/ Ro-
sengartenstraße (Innerorts_HVS1 mit 8 % Steigung), Aathal (Innerorts_HVS1), A 4 Humlikon
(BAB_80/AO1) und A 1 Birrhard (AB_120).
Die aus den Messungen abgeleiteten Emissionsfaktoren werden als repräsentativ für die
jeweiligen Verkehrssituationen in der ganzen Schweiz angesehen und im Schweizer Emis-
sionskataster verwendet. Diese Emissionsfaktoren sind in der
Tab. 5.7
aufgeführt und wer-
den im Abschnitt 5.5.2 und 5.5.3 diskutiert.
5.4.6 Sonstiges
Weitere PMx-
Emissions
modelle als die beschriebenen wurden nicht gefunden.
Es existieren allerdings Ansätze, die für Standorte von Immissionsmessungen PM10-
Konzentrationen
(nicht Emissionen) auf Basis von Parametrisierungen, welche z. B. aus
statistischen Analysen von kontinuierlichen PM10-Immissionsdaten, Verkehrs- und meteo-
rologischen Informationen gewonnen wurden (z. B. Anke et al., 2002), oder durch statisti-
sche Verknüpfung von NO
x
-Immissionen bzw. auch der Partikelauspuffemissionen und aus
Messdaten parametrisierte Faktoren (z. B. Tiitta et al., 2002) zu berechnen. Diese aus statis-
tischen Analysen gewonnen Parametrisierungen für die Konzentrationen gelten dann für den
untersuchten Standort (und streng genommen nur dort). Sie sind also nicht direkt auf andere
Standorte mit anderen Gegebenheiten (Bebauung, Verkehr, Vorbelastung etc.) übertragbar.
Auch lassen sich damit keine Aussagen über die am Messort vorliegenden Emissionsmen-
gen/Emissionsfaktoren ableiten, da die Verdünnung der Schadstoffe nicht beschrieben wird.
Solche Ansätze sind somit als Grundlage für ein Emissionskataster, wie in der vorliegenden
Arbeit gesucht, nicht zielführend, stellen aber eine Ergänzung zum Ableiten von relevanten
Einflussgrößen dar, die dann wiederum bei der Erstellung von Emissionsmodellen verwendet
werden können. Entsprechende Informationen aus diesen Ansätzen bzgl. deren gefundene
Abhängigkeiten von Einflussgrößen werden an den entsprechenden Stellen im Bericht dis-
kutiert.

Ingenieurbüro Lohmeyer
32
5.5 Massebezogene PMx-Emissionsfaktoren
5.5.1 Reifen-, Brems- und Straßenabrieb
Fromme (1996) behandelt intensiv die Problematik des Reifenabriebes. Anhand einer inter-
nationalen Literaturstudie wurde die zum damaligen Zeitpunkt relevante Literatur ausgewer-
tet. Folgende wesentliche Erkenntnisse werden dort angegeben:
- Die Emissionsraten des Reifenabriebes liegen zwischen 5.5 mg/(km
Reifen) und
90 mg/(km
Reifen) bei PKW und sind kleiner als 150 mg/(km
Reifen) bei LKW
(siehe
Tab. 5.2
).
- Der Anteil Reifenabrieb am Schwebstaub wird in Fromme (1996) anhand von
Messdaten mit bis zu 39 % angegeben (siehe
Tab. 5.3
).
- Die Größenverteilung des Reifenabriebes ist nicht vollständig bekannt. Fromme
unterscheidet zwei Fraktionen:
o
Fraktion, welche unabhängig von den Reibbedingungen zwischen Reifen und
Fahrbahn ist. Diese zeigt Partikelgrößen kleiner als ca. 5 μm.
o
Fraktion, die abhängig von den Reibbedingungen ist und je nach Bedingun-
gen zu jeweils anderen Massen- und Größenverteilungen führt. Der Schwer-
punkt in der Größenverteilung liegt vermutlich bei < 100 μm. Diese Fraktion
liefert die Hauptmasse des Reifenabriebes. Höhere Fahrgeschwindigkeiten
verschieben die Größenverteilung hin zu kleineren Partikeln.
-
Der Rußgehalt der Laufflächen der Reifen liegt bei ca. 30 % (50 % bis 65 % bezo-
gen auf das Gewicht der eingesetzten Kautschukmenge).
o
Auch Baumann et al. (1997) setzen sich mit der Reifenzusammensetzung
auseinander. Sie beziffern in ihren Forschungsbericht den Anteil Ruß an der
Masse eines durchschnittlichen PKW-Reifens mit 23 % und den Gewichtsan-
teil von Kautschuk mit 48 %. Der Gewichtsanteil Ruß an einer Reifen-Laufflä-
che beträgt bezogen auf das eingesetzte Kautschukgewicht 80 % (PKW) bzw.
55 % (LKW).

Ingenieurbüro Lohmeyer
33
Autor Emissionsrate:
berechnet
2
Bemerkung
Gemessen Bemerkung
Dannis (1974)
90 mg/km pro Reifen
USA, PKW
37.5 – 75 mg/km
pro Reifen
1
Schwebstaub
aus Testfahrt
Cadle u.
Williams (1979)
1 mg/km pro Reifen
Schwebstaub
gesamt, Prüf-
stand
Pierson u.
Brachaczek
(1974)
0.62 mg/km pro Reifen
5.5 - 14.3 mg/km
pro Reifen
Schwebstaub
aus Tunnel-
messung
BUWAL (1992)
8 – 50 mg/km pro Reifen
69 – 150 mg/km pro Reifen
PKW
LKW
LA Umwelt, Bay-
ern (1972)
30 mg/km pro Reifen
PKW,
Diagonal-
Reifen
Stechmann (1993) 15 mg/km pro Reifen
Radial-Reifen
Muschak (1990)
30 mg/km pro Reifen
55 – 657 kg/km*a
je nach Straßentyp
Tab. 5.2: Zusammenstellung der Emissionsraten (entnommen aus Fromme, 1996)
1
über das Reifengewicht vor und nach dem Test bestimmt
2
aus Laufleistungen der Reifen abgeleitet
Autor
Anteil des Reifenabriebs:
Schwebstaub BemerkungStaubniederschlag Bodenproben
Cadle u.
Williams (1979)
0.15 – 0.73 %
0.45 % am Straßen-
rand
ca. 0 % 15 m entfernt
Cardina (1974)
1,5 – 9 %
1.0 – 4.9 %
0.1 – 7 μm
Pierson u.
Brachaczek
(1974)
0.5 %
2 – 2.5 %
Tunnel
Straße
6 %
Fukuzaki u. a.
(1986)
ca. 39 %
ca. 10.5 μg/m
3
< 10 μm
Kim u. a. (1990)
0.5 – 1,5 % verkehrsfern
1.8 – 6.4 % Tokio*
1.12 – 4.53 μg/m³ Tokio,
16 m
< 10 μm, ver-
schiedene
Höhen
Brunner (1977)
< 0.075 mm: 17.8 mg/g
> 0.075 mm: 6.7 mg/g
Tab. 5.3: Zusammenstellung der Immissionsmessungen (entnommen aus Fromme, 1996)
* Werte aus Diagramm übernommen

Ingenieurbüro Lohmeyer
34
Israël et al. (1996) diskutieren anhand von Messungen an der Stadtautobahn in Berlin die
Bedeutung des Reifenabriebes für die Rußemission des Kfz-Verkehrs. Aus dem Vergleich
der aus Immissionsmessungen abgeleiteten Verkehrsemissionen (siehe Erläuterungen in
Abschnitt 5.2) mit Abgasemissionsfaktoren, gemessenen Dieselrußgrößenverteilungen und
dem Siedeverhalten der am Ruß angelagerten organischen Kohlenstoffverbindungen kamen
sie zu dem Schluss, dass ein wesentlicher Anteil der Rußemissionen des Kraftfahrzeugver-
kehrs auf Reifenabrieb zurückzuführen sein dürfte. Die möglicherweise dem Reifenabrieb
zuzuschreibende Massenverteilung weist im analysierten Größenbereich von 0.01 μm bis
16 μm eine log-Normalverteilung mit einem Äquivalentdurchmesser von 0.8 μm und einer
geometrischen Standardabweichung von 4 μm auf. Emissionsfaktoren wurden in dieser Ar-
beit nicht angegeben.
Im Emissionskataster Kraftfahrzeugverkehr Berlin (Garben et al., 1996) werden PM10-Emis-
sionsfaktoren infolge Reifenabrieb mit 16 mg/(km
Reifen) für PKW, 28 mg/(km
Reifen) für
leichte Nutzfahrzeuge und 128 mg/(km
Reifen) für schwere Nutzfahrzeuge angegeben. Der
Anteil elementarer Kohlenstoff wird mit 20 % angenommen. Die Herkunft dieser Werte wird
nicht angegeben.
Bei einer Untersuchung in Berlin (Gebbe et al., 1997) wurde der Reifenabrieb durch Profil-
tiefenmessungen an Fahrzeugen ermittelt. Die pro Fahrzeug ermittelten Emissionsfaktoren
infolge Reifenabrieb betragen 53 mg/(km
PKW), 99 mg/(km
LNF) und je nach Fahrzeug-
gewicht zwischen 170 mg/(km
LKW) und 1 100 mg/(km
LKW).
Rauterberg-Wulff (1999a und 1999b) gibt auf der Grundlage von Messungen in einem Stra-
ßentunnel einer Stadtautobahn in Berlin Emissionsfaktoren für Ruß aus Reifenabrieb an. Der
aus den Messungen abgeleitete Beitrag des Reifenabriebs zur Rußzusatzbelastung wird mit
ca. 7 % beziffert. Es wurden Emissionsfaktoren von 1.7
±
0.3 mg/(km
PKW) und kleiner
9 mg/(km LKW) gefunden. Die Auswertung weiterer Messungen an der Frankfurter Allee
(Innerortsstraße) ergaben dagegen einen jahresmittleren Beitrag des Reifenabriebs von
25 % an der Rußzusatzbelastung (Rauterberg-Wulff, 1999b) und Ruß-Emissionsfaktoren von
6.1
±
1.1 mg/(km
PKW) und kleiner 32 mg/(km
LKW). Die Autorin führt den Unterschied
gegenüber dem Autobahntunnel auf das unterschiedliche Fahrverhalten auf der Frankfurter
Allee mit häufigeren Beschleunigungs- und Bremsvorgängen zurück, die höheren Abrieb der
Reifen verursachen. Der Anteil elementaren Kohlenstoff am Reifenabrieb kleiner 10 μm
wurde mit 28
±
2 % ermittelt. PM10-Reifenabriebspartikel wurden nur im sog. coarse-mode
(Fraktion PM2.5 bis 10) festgestellt.

Ingenieurbüro Lohmeyer
35
Van de Brink (entnommen aus Keuken et al., 1999) schlägt als Resultat eigener
Untersuchungen PM10-Emissionsfaktoren für Reifenabrieb von 5 mg/(km
PKW) bzw.
20 mg/(km
LKW) vor. Dies bezieht sich allerdings sowohl auf städtische Straßen als auch
auf Autobahnen.
In einem Forschungsbericht des Umweltbundesamtes aus dem Jahr 1999 (Dreiseidler et al.,
1999) zur Studie der Korngrößenverteilung von Staubemissionen werden Gesamtstaubemis-
sionen infolge Reifenabrieb angegeben. Diese wurden aus o. g. Untersuchungen von Bau-
mann (1997), Garben et al. (1996) und Gebbe at al. (1997) entnommen. Diese liegen in der
Größenordnung von 10 bis 20 mg/(km
Reifen) für PKW, 23 bis 36 mg/(km
Reifen) für
leichte Nutzfahrzeuge und 20 bis 128 mg/(km
Reifen) für schwere Nutzfahrzeuge. Es er-
folgte eine Umrechnung von Gesamtstaub in PM10 durch die Annahme, dass ca. 10 % der
Gesamtstaubemissionen Reifenabrieb der PM10-Fraktion angehören. Der Autor bezieht sich
dabei auf Rauterberg-Wulff (1998).
Das ‚International Institute for Applied Systems Analysis (IIASA)’, angesiedelt in Österreich,
verwendet für ihre Berechnungen das '
R
egional
A
ir Pollution
IN
formation and
S
imulation'
(RAINS)-Model. Es wurde ursprünglich entwickelt, um alternative Strategien zur Reduktion
der sauren Deposition in Europa und Asien zu beschreiben. In einem Bericht des IIASA, Lü-
kewille et al. (2002), werden in Auswertung der in der Literatur verfügbaren Untersuchungen
für Reifen- Brems- und Straßenabrieb folgende Emissionsfaktoren angegeben und in RAINS
verwendet:
Reifenabrieb
TSP (g/km)
PM10 (g/km) PM2.5 (g/km)
Leichte Nutzfahrzeuge:
0.0661
0.0065
0.0003
PKW: 0.0282 0.0032 0.0001
Schwere Nutzfahrzeuge: 0.4208
0.0400
0.0020
Motorräder:
0.0282
0.0032
0.0001
Bremsabrieb
TSP (g/km)
PM10 (g/km) PM2.5 (g/km)
Leichte Nutzfahrzeuge:
0.0044
0.0036
0.0022
PKW: 0.0006 0.0005 0.0003
Schwere Nutzfahrzeuge: 0.0275
0.0228
0.0071
Motorräder:
0.0006
0.0005
0.0003
Straßenabrieb
TSP (g/km)
PM10 (g/km) PM2.5 (g/km)
Leichte Nutzfahrzeuge:
0.0150
0.0075
0.0042
PKW: 0.0060 0.0030 0.0016

Ingenieurbüro Lohmeyer
36
Schwere Nutzfahrzeuge: 0.0760
0.0380
0.0209
Motorräder: 0.0060 0.0030 0.0016
Diese Emissionsfaktoren für Reifen- und Bremsabrieb basieren im Wesentlichen ebenfalls
auf den o. g. Untersuchungen von Baumann, Garben, Gebbe, Rauterberg-Wulff sowie Hüglin
et al. (2000) und Informationen der US-EPA (1995). Die Emissionsfaktoren für Straßenabrieb
entstammen dem holländischen Emissionskataster. Zur Aufteilung auf die PM2.5-Fraktion
wurden die Faktoren der US-EPA (1995) verwendet. Resuspension ist in diesen Emissions-
faktoren nicht enthalten. Es wurde nicht angegeben, für welche Verkehrssituationen diese
Werte gelten.
Rauterberg-Wulff (2000) schätzten als Ergebnis der Stoffanalyse innerhalb einer zehnwöchi-
gen Messkampagne in der Frankfurter Allee in Berlin einen Anteil Reifenabrieb an der PM10-
Zusatzbelastung von 22 %. Dies deutet auf eine mittlere PM10-Reifenabriebemission von ca.
36 mg/(km
Kfz) bei 4.3 % LKW-Anteil hin und läge deutlich höher als aus o. g. Tabelle ab-
leitbar (dort: 3.2 mg/(km
PKW) x 0.96 + 40 mg/(km
LKW) x 0.04 = 4.7 mg/(km
Kfz)).
Hüglin (2000) fanden anhand der Analyse reifentypischer Substanzen in PM10 Belastungen
an einem verkehrsbelasteten Standort in Bern (Schweiz) einen mittleren Anteil des Reifenab-
riebes an der PM10-Gesamtbelastung von 7.5 %. PM10-Emissionsfaktoren infolge Reifen-
abrieb sind auch in BUWAL (2000) angegeben. Diese wurden anhand der o. g. Untersu-
chung von Gebbe et al. (1997) und unter Annahme eines 25 %igen Anteils von PM10 am
Reifenabrieb zu 13 mg/(km
PKW), 25 mg/(km
LNF) und 200 mg/(km
LKW) abgeschätzt.
Lohmeyer (2000) schätzten als Ergebnis der Stoffanalyse innerhalb einer vierwöchigen
Intensivmesskampagne in der Berliner Schildhornstraße (Innerortsstraße) bei einem LKW-
Anteil von 5.6 % einen Anteil Reifenabrieb am Feinstaub (PM10) von ca. 7 % bzw. einen
Ruß-Emissionsfaktor infolge Reifenabrieb von 2 mg/(km
Fzg) ab, der deutlich niedriger als
der von Rauterberg-Wulff gefundene lag.
Im US-amerikanischen Emissionsmodell MOBILE6.1 (2003) werden Emissionsfaktoren für
Reifen- und Bremsabrieb angegeben.
Für den Reifenabrieb werden folgende Größen festgelegt:
E
reifen
[g/(Kfz Meile) = 0.002
PS
reifen
Anzahl
Reifen
(5.20)
PS = Anteil der Partikel an PM30: für PM10 =1; für PM0.1=0.01 für alle Fahrzeuge.

Ingenieurbüro Lohmeyer
37
Für den Bremsabrieb werden folgende Größen festgelegt:
E
Brems
[g/(Kfz Meile) = 0.0128
PS
Brems
(5.21)
PS = Anteil der Partikel an PM30: z. B. für PM10 = 0.98; für PM1.1 = 0.16 für alle Fahrzeuge.
Geht man bei PKW von 4 Reifen, bei LKW von 6 Reifen aus, so erhält man die in
Tab. 5.4
aufgeführten Werte.
Fahrzeugtyp Emissionen infolge
Reifenabrieb
in mg/(km
.
Fahrzeug)
Emissionen infolge
Bremsbelagabrieb
in mg/(km
.
Fahrzeug)
PKW 5 7.8
LKW 7.5 7.8
Tab. 5.4: Schätzwerte für PM10-Emissionen infolge Reifenabrieb und
Bremsbelagsabrieb nach MOBILE6.1 (2003)
Johansson et al. (1999) quantifizierten die PM10-Emissionen infolge Abrieb von Bremsbelä-
gen wie in
Tab. 5.5
dargestellt. Johansson et al. (1999) interpretieren sie als in der Größen-
ordnung der Partikelemissionen aus dem Auspuff liegend, schließen sie jedoch in ihre Emis-
sionsberechnungen nicht ein, weil sie nicht für schwedische Verhältnisse validiert seien.
Fahrzeugtyp
Emissionen infolge Bremsbelagabrieb
in mg/(km
.
Fahrzeug)
PKW
10 – 20
LKW
80 – 90
Bus 110
Tab. 5.5: Schätzwerte für Emissionen infolge Bremsbelagabrieb,
entnommen aus Johansson et al. (1999)
Messungen in Norwegen zeigen, dass verschiedene Asphalt-Qualitäten einen großen Ein-
fluss auf die PM10-Konzentrationen haben könnten (SMHI, 2002). Das PM10/NO
x
-Verhältnis
in Trondheim ist z. B. konsequent viel höher als in Oslo. Das könnte lt. Meinung der Autoren
bedeuten, dass Asphalt unterschiedliche Härten aufweisen kann, ohne dass er sich in seiner
Zusammensetzung unterscheidet. Andere Abhängigkeiten, wie geografische Lage, Witterung
etc. werden nicht diskutiert.

image
Ingenieurbüro Lohmeyer
38
Dänemark nutzt in seiner nationalen Emissionsdatenbank die Emissionsfaktoren für Reifen-
brems- und Straßenabrieb von TNO (2001, siehe auch Palmgren et al., 2003). Die Daten
sind in der
Tab. 5.6
aufgezeigt. Die Emissionsfaktoren sind Resultat einer von TNO durch-
geführten Literaturstudie. Im Rahmen des ,,Co-operative programme for monitoring and
evaluation of the long-range transmissions of air pollutants in europe’’ (EMEP) werden diese
Emissionsfaktoren aus der CEPMEIP- Datenbank (Co-ordinated European Programm on
Particulate Matter Emission Inventaries, Projections and Guidance) übernommen, da das
EMEP/CORINAIR Emission Inventory (3. Edition) derzeit keine diesbezüglichen Abriebs-
emissionen vorhält. Eine Differenzierung für verschiedene Straßenkategorien wird derzeit
nicht vorgenommen.
Tab. 5.6: Nicht auspuffbedingte Emissionsfaktoren [mg/(Fzg
km)] im dänischen
Emissionskataster (Quelle: Palmgren et al., 2003)
In EMEP/CORINAIR wird derzeit die Implementierung von Reifenabriebs- und
Bremsabriebsemissionen vorbereitet. Dazu existieren Vorschläge (CORINAIR, 2003) einer
Arbeitsgruppe, welche anhand von Literaturauswertungen und verschiedenen Annahmen
Methodiken für die Berechnung von Reifen- und Bremsabrieb erarbeitet haben. Für die Be-
rücksichtigung von
Reifenabrieb
wird von den Autoren Folgendes vorgeschlagen:

Ingenieurbüro Lohmeyer
39
EF
Reifen
[mg/(Fzg
km)] = f
Reifen
EF
TSPReifen
S
reifen
(v)
(5.22)
f
Reifen
= Anteil der Partikelfraktion an TSP
EF
TSPReifen
= TSP-Emissionsfaktor Reifenabrieb bei einer Geschwindigkeit von 80 km/h
S
reifen
(v)
= Geschwindigkeitskorrekturfaktor, welcher von der mittleren Fahrzeug-
geschwindigkeit abhängt
mit
v < 40 km/h:
S
reifen
(v) =1.39
40 km/h <= v <=90 km/h:
S
reifen
(v) = -0.00974.v + 1.78
v > 90 km/h:
S
reifen
(v) = 0.902
Für EF
TSPReifen
werden in Abhängigkeit von der Fahrzeugklasse folgende Größen vorgeschla-
gen:
Reifenabrieb
EF
TSPReifen
[mg/km]
PKW: 10.7
Leichte Nutzfahrzeuge:
16.9
Schwere Nutzfahrzeuge: 45.0*
Motorräder: 4.6
*(falls Anzahl der Achsen und Beladungsgrad nicht bekannt sind, sonst
EF
TSPReifen
(LKW) = Anzahl Achsen
.
LCF
.
EF
TSPReifen
(PKW)/2;
LCF = 0.01381
.
Beladungsgrad+1.414).
Wesentliche Festlegungen bei der Ableitung der Emissionen waren neben den aus der
Literatur zusammengefassten Emissionsfaktoren für Gesamtstaub (TSP), Gesamtabrieb
bzw. PM10 z. B. ein 10 %iger Anteil PM10 am Gesamtreifenabrieb sowie ein 60 %iger Anteil
PM10 an TSP-Reifenabrieb. Die Ableitung für die Geschwindigkeits- bzw. für die Beladungs-
korrektur wurde nicht erläutert.
Die Parameter für die Partikelgrößen werden unabhängig von der Fahrzeugklasse wie folgt
festgelegt:
TSP
:
f
Reifen
= 1
PM10
:
f
Reifen
= 0.6
PM2.5
:
f
Reifen
= 0.42
PM1
:
f
Reifen
= 0.06
PM0.1
:
f
Reifen
= 0.048

image
Ingenieurbüro Lohmeyer
40
Die
Abb. 5.5
zeigt beispielhaft die PM10-Emissionsfaktoren in Abhängigkeit von der
Fahrzeuggeschwindigkeit. Es ist festzustellen, dass bei niedrigen Fahrzeuggeschwindigkei-
ten, wie sie z. B. im Stadtverkehr gefahren werden, höhere Reifenabriebsemissionen ange-
setzt werden als bei höheren (z. B. bei Tempo 30 ca. 36 % mehr als bei Tempo 80). Dies ist
nicht ganz plausibel. Möglicherweise werden hier nicht reine Geschwindigkeitsabhängigkei-
ten im Sinne von Fahrten mit konstanter Geschwindigkeit als Basis verwendet sondern die
Bedingungen bei verschiedenen Verkehrszuständen. Dies wurde wie erwähnt allerdings
nicht erläutert.
Abb. 5.5: Abhängigkeit der PM10-Emissionsfaktoren infolge
Reifenabrieb
von den
Fahrzeuggeschwindigkeiten für die Fahrzeugklassen PKW (PC), leichte Nutzfahr-
zeuge (LDV), Schwerverkehr (HDV) mit 20 % bzw. 100 % Beladung (LF) sowie
Motorräder. (Quelle: CORINAIR, 2003)
Für die Berücksichtigung von
Bremsabrieb
wird von den Autoren folgende Vorgehensweise
vorgeschlagen:
EF
Brems
[mg/(Fzg
km] = f
Brems
EF
TSPBrems
S
Brems
(v)
(5.23)
f
Brems
= Anteil der Partikelfraktion an TSP
EF
TSPBrems
= TSP-Emissionsfaktor Bremsabrieb bei einer Geschwindigkeit von 65 km/h
S
Brems
(v) = Geschwindigkeitskorrekturfaktor, welcher von der mittleren Fahrzeugge-
schwindigkeit abhängt.

Ingenieurbüro Lohmeyer
41
mit
v < 40km/h:
S
Brems
(v) =1.67
40km/h <= v <=95km/h:
S
Brems
(v) = -0027.v + 2.75
v > 90km/h:
S
Brems
(v) = 0.185
Für EF
TSPBrems
werden in Abhängigkeit von der Fahrzeugklasse folgende Größen vorgeschla-
gen:
Bremsabrieb
EF
TSPBrems
[mg/km]
PKW: 7.5
Leichte Nutzfahrzeuge:
11.7
Schwere Nutzfahrzeuge: 32.7*
Motorräder: 3.75
*(falls Beladungsgrad nicht bekannt ist, sonst
EF
TSPBrems
(LKW) = 3.13
.
LCF
.
EF
TSPBrems
(PKW);
LCF = 0.0079
.
Beladungsgrad+1.0)
Die Parameter für die Partikelgrößen werden unabhängig von der Fahrzeugklasse wie folgt
festgelegt:
TSP
:
f
Brems
= 1
PM10
:
f
Brems
= 0.98
PM2.5
:
f
Brems
= 0.39
PM1
:
f
Brems
= 0.10
PM0.1
:
f
Brems
= 0.08
Die
Abb. 5.6
zeigt beispielhaft die PM10-Emissionsfaktoren in Abhängigkeit von der
Fahrzeuggeschwindigkeit.
Wesentliche Festlegungen bei der Ableitung dieser Emissionsfaktoren waren neben den aus
der Literatur zusammengefassten Emissionsfaktoren für TSP, Gesamtabrieb bzw. PM10
z. B. ein 50 %iger Anteil PM10 am Gesamtbremsabrieb sowie ein 98 %iger Anteil PM10 an
TSP-Bremsabrieb. Die Ableitung für die Geschwindigkeits- bzw. für die Beladungskorrektur
wurde hier ebenfalls nicht erläutert. Es sei allerdings darauf hingewiesen, dass eine reine
Kopplung an die Fahrzeuggeschwindigkeit u. E. nicht sinnvoll ist, da wie bereits beim Rei-
fenabrieb erläutert, der Verkehrszustand (also das Verhältnis von Beschleunigungen zu
Konstantfahrten) wichtiger für die Abriebsemissionen sein sollte.

image
Ingenieurbüro Lohmeyer
42
Abb. 5.6: Abhängigkeit der PM10-Emissionsfaktoren infolge
Brems
abrieb von den
Fahrzeuggeschwindigkeiten für die Fahrzeugklassen PKW (PC), leichte Nutzfahr-
zeuge (LDV), Schwerverkehr (HDV) mit 20 % bzw. 100 % Beladung (LF) sowie
Motorräder (Quelle: CORINAIR, 2003)
Für den Straßenabrieb lagen lt. der Autoren nur sehr wenig Informationen vor. Hier wird auf
die Arbeiten von Lükewille et al. (2002, siehe oben) verwiesen.
In den
Tab. 5.7
bis
Tab. 5.9
werden die in den oben aufgeführten Literaturstellen gefunde-
nen Größenaufteilungen der Abriebsemissionsfaktoren zusammengefasst.
Bei den Angaben zum Reifenabrieb fällt auf, dass sehr große Unterschiede in der
Größenverteilung festgestellt bzw. angenommen wurden. Dies betrifft insbesondere den
Anteil PM2.5 an PM10. Lükewille et al. (2002) begründen ihre angesetzte Größenaufteilung
damit, dass im Wesentlichen ältere Studien eine hohe Relevanz des Reifenabriebes in der
Fraktion PM2.5 aufgezeigt haben (z. B. Angaben der USEPA aus dem Jahr 1995, welche auf
Ergebnissen aus 1985 basieren oder von Israel aus dem Jahr 1994). Neuere Studien (z. B.
Rauterberg-Wulff, 1999, Israel et al., 1996) bestätigten nach ihrer Meinung diese Aufteilung
nicht. Auch wir würden eher der Argumentation von Lükewille et al. (2002) folgen.
Die Größenverteilung für Bremsabrieb ist bei den verschiedenen Autoren etwa gleich, da
sich alle im Wesentlichen auf die gleichen (wenigen) Untersuchungen beziehen.

Ingenieurbüro Lohmeyer
43
Quelle PM10/Ge-
samtabrieb
PM10/
TSP
PM10/
PM30
PM2.5/
TSP
PM2.5/
PM10
PM1/
PM10
PM0.1/
PM30
Dreiseidler et al. (1999)
10%
Rauterberg-Wulff (1999)
0%
Lükewille (2002)/ RAINS
10%
0.5%
5%
BUWAL (2000)
25%
MOBILE6.1 (2003)
100%
1%
Palmgren et al. (2003)
auf Basis TNO (1997)
5% 3.5% 70%
CORINAIR (2003) auf
Basis TNO (1997) und
USEPA (1995)
10% 60% 42% 70% 10%
Tab. 5.7: Prozentuale Aufteilung der PMx-Emissionsfaktoren auf die Partikelgrößen entspre-
chend der Angaben aus der Literatur für Reifenabrieb
Quelle PM10/Ge-
samtabrieb
PM10/
TSP
PM10/
PM30
PM2.5/
TSP
PM2.5/
PM10
PM1/
PM10
PM0.1/
PM30
Lükewille (2002)/ RAINS
83%
25-50% 30-60%
MOBILE6.1 (2003)
98%
16%
Palmgren et al. (2003)
auf Basis TNO (1997)
98% 40% 40%
CORINAIR (2003) auf
Basis TNO (1997) und
USEPA (1995)
50% 98% 39% 40% 10% 8%
Tab. 5.8: Prozentuale Aufteilung der PMx-Emissionsfaktoren auf die Partikelgrößen entspre-
chend der Angaben aus der Literatur für Bremsabrieb

Ingenieurbüro Lohmeyer
44
Quelle PM10/Ge-
samtabrieb
PM10/
TSP
PM10/
PM30
PM2.5/
TSP
PM2.5/
PM10
PM1/
PM10
PM0.1/
PM30
Lükewille (2002)/ RAINS
50%
27%
55%
Palmgren et al. (2003)
auf Basis TNO (1997)
5% 0% 0%
Tab. 5.9: Prozentuale Aufteilung der PMx-Emissionsfaktoren auf die Partikelgrößen entspre-
chend der Angaben aus der Literatur für Straßenabrieb
Für die Straßenabrieb gibt es wegen fehlenden Leitsubstanzen keine verlässlichen Emis-
sionsfaktoren, die speziell nur für Straßenabrieb bestimmt worden sind. Deshalb sind die in
Tab. 5.9
aufgeführten Größenverteilungen auch von den Autoren selbst mit sehr großen Un-
sicherheiten bewertet worden.
5.5.2 Weitere Informationen zu nicht auspuffbedingten Partikelemissionen
Messungen von PM10 und PM2.5 wurden in Schweden in 8 Städten (SMHI, 2002) durchge-
führt. Diese zeigen eine starke saisonale Variation mit einem ausgeprägten Maximum im
zeitigen Frühjahr (Februar bis April). Ein guter Datensatz existiert für Stockholm (Hornsga-
tan). Ergebnisse aus einer NO
x
-Tracer-Analyse dieser Daten zeigen, dass die Wiederaufwir-
belung während verschiedener Zeiten (insbesondere im Frühjahr) sehr wichtig ist. Johann-
son (2002) gaben für Hornsgatan (Verkehrsbelegung ca. 40 000 Kfz/d) für den Zeitraum Juni
1999 bis August 2002 einen mittleren PM10-Gesamtemissionsfaktor von 223 mg/(Kfz
km)
bei einem Auspuffemissionsfaktor von 23 mg/(Kfz
km) an. Für PM2.5 wurden als Mittelwert
48 mg/(Kfz
km) ermittelt. Die Schwankungen beim PM10 bewegen sich etwa zwischen
100 mg/(Kfz
km) in den Sommermonaten und ca. 550 mg/(Kfz
km) im Frühjahr. Es konnte
festgestellt werden, dass die PM10-Emissionen infolge nicht auspuffbedingter Emissionen
(200 mg/(Kfz
km)) im Mittel etwa 10-mal höher lagen als durch die Auspuffemissionen be-
dingt, bei PM2.5 mit 25 mg/(Kfz
km) etwa doppelt so hoch.
Im Gegensatz dazu leiteten Keuken et al. (1999) im Resultat von Auswertungen holländi-
scher Messungen folgende Aussagen ab:
Luv-Lee-Messungen von PM2.5 und PM2.5-10 an holländischen Autobahnen und in Auto-
tunneln zeigen an, dass die aus den Messungen abgeleiteten Emissionsfaktoren gut mit den

Ingenieurbüro Lohmeyer
45
Emissionsfaktoren des holländischen ,,National Bureau of Statistics (CBS)’’ übereinstimmen.
In den Emissionsfaktoren des CBS sind Emissionsfaktoren für Auspuffemissionen, für Rei-
fen- und Bremsabrieb sowie Straßenstaub enthalten, wobei der Emissionsfaktor Straßen-
staub gleich dem für Reifenabrieb angesetzt wird und 1997 mit kleiner 10 % Anteil am PM10
festgelegt wurde. Es wird von den Autoren geschlussfolgert, dass die Resuspension von
Straßenstaub in Holland nicht relevant ist. Damit läge an holländischen Autobahnen ein an-
derer Zustand vor, als an bisher in Deutschland vermessenen Innerortsstraßen. Eine derzeit
in Bearbeitung befindliche detaillierte Datenauswertung an der autobahnähnlichen B 10 in
Karlsruhe (Lohmeyer, 2004) liefert bei ca. 16 % Schwerverkehrsanteil und einer Geschwin-
digkeitsbegrenzung auf 100 km/h folgende Aufteilung der PM10-Emissionen an trockenen
Werktagen: ca. 50 % Auspuffpartikel, ca. 18 bis 25 % Reifenabrieb, weniger als 1 % Brems-
abrieb und der Rest (also ca. 30 %) sind Straßenabrieb und Resuspension von Straßenstaub
zuzuordnen. Auch dies steht scheinbar im Widerspruch zu den Aussagen der holländischen
Autoren. Deshalb soll im Folgenden vertiefend auf die Annahmen und Randbedingungen der
holländischen Aussagen eingegangen werden:
Die Bestimmung der Partikel-Emissionen erfolgte im Juli 1997 im Drechttunnel in Holland.
Die Fahrzeuggeschwindigkeiten lagen bei 100 km/h. Die Emissionsfaktoren wurden be-
stimmt mittels Massebalanceberechnungen im Tunnel anhand der gemessenen Zusatzbe-
lastung und des Volumenstromes der Luft im Tunnel sowie der gemessenen Verkehrsmen-
gen. Da eine der Tunnelröhren für Schwerverkehr gesperrt war, war eine gute Differenzie-
rung der ermittelten Emissionsfaktoren in PKW und LKW möglich. Die ermittelten Emissi-
onsfaktoren sind in der
Tab. 5.10
aufgeführt. Zum Vergleich werden die entsprechenden
Emissionsfaktoren aus der CBS sowie die Partikelauspuffemissionen des Handbuches für
Emissionsfaktoren (HBEFA 2.1) gegenübergestellt.
PM2.5-10 aus
Tunnelmes.
PM2.5 aus
Tunnelmes.
PM2.5-10
aus CBS
PM2.5
aus CBS
Auspuff-Partikel
HBEFA 2.1
Personenwagen 0 45 10 47 26
Schwerverkehr 290 630 50 580 223
Tab. 5.10: Partikel-Emissionsfaktoren 1997 aus dem Drechttunnel im Vergleich zu den
Emissionsfaktoren aus der nationalen Emissionsdatenbank (CBS) sowie
HBEFA 2.1, Werte in mg/km, Quelle für holländische Daten: Keuken (1997)

Ingenieurbüro Lohmeyer
46
Die im Drechttunnel ermittelten PM10-Emissionen infolge der Personenwagen bestanden zu
100 % aus PM2.5. Da PM2.5 im Wesentlichen den Auspuffemissionen zugeordnet werden
kann, ist im betrachteten Tunnel für PKW tatsächlich kein messbarer Anteil an Abrieben bzw.
Wiederaufwirbelung von Straßenstaub beobachtet wurden. Für den Schwerverkehr wurde
der Anteil gröberer Partikel mit ca. 30 % (290/920) an PM10 bestimmt. Dies ist ein deutlicher
Anteil, von dem nur ca. 17 % durch die in der CBS angesetzten Abriebe beschrieben werden
können, d. h. aber auch, dass ca. 26 % ((290 minus 50)/920) der PM10-Emissionen des
Schwerverkehrs im betrachteten Tunnel nicht durch die Emissionsfaktoren des CBS (Aus-
puff, Reifen, Brems, Straßenstaub) beschrieben werden können. Dies relativiert u.E. die in
Keuken et al. (1999) aufgeführte allgemeine Aussage über die geringe Relevanz der Re-
suspension von Straßenstaub. Bemerkenswert ist der relativ große Unterschied in den Parti-
kelauspuffemissionen des HBEFA und denen des CBS. Das HBEFA scheint, bei der begrün-
deten Annahme, dass die PM2.5-Emissionen nur durch Auspuffpartikel gebildet werden, die
holländischen Partikelauspuffemissionen nur unzureichend zu beschreiben (Abweichung ca.
50 %). Die Ursachen dafür sind derzeit nicht bekannt.
Die Auswertung einer Messkampagne für PM2.5 in Finnland im Nahbereich einer stark
befahrenen Straße in Kuopio (ca. 18.000 Kfz/d, 40 m von Kreuzung mit Lichtsignalanlage
entfernt) zwischen 3. August und 9. September 1999 (Tiitta et al. 2002) lieferte folgende
Quellzuordnung anhand der Auswertung von Konzentrationen an Messstationen im regio-
nalen bzw. städtischen Hintergrund sowie an der betrachteten Straße:
-
41 +/- 6 % durch Ferntransport
-
33 +/- 6 % durch Auspuff- und Nichtauspuffemissionen der Fahrzeuge
-
26 +/- 7 % durch andere Quellen.
Die Autoren bestimmten einen mittleren nicht auspuffbedingten Emissionsfaktor von
0.1g PM2.5/(Fzg
km). Sie fanden aus der Analyse der Messdaten ein Verhältnis von nicht-
auspuffbedingten zu auspuffbedingten PM2.5-Emissionen von ca. 1.8 +/-0.4.
Danninger (2002) legte in einem zusammenfassenden Bericht über die Umweltauswirkungen
von Autobahnen auf die Luftqualität in Oberösterreich dar, dass es in Österreich für die Wie-
deraufwirbelung des Straßenstaubes noch kein Berechnungsmodell gibt, welches zu plau-
siblen Annahmen führt. Hilfsweise wird zur Beschreibung der Abriebe und der Aufwirbelung
von Straßenstaub mit dem US-EPA-Modell gearbeitet.

Ingenieurbüro Lohmeyer
47
Sehr umfangreiche und detaillierte Studien liegen vom dänischen National Environmental
Research Institut (NERI) vor (siehe z. B. Palmgren et al., 2003; Ketzel et al., 2003a und b).
Die Untersuchungen wurden an den Standorten Jagtvej (5 - 6-stöckige Straßenschlucht in
Kopenhagen), Albanigade (1 - 2-stöckig bebaute Straße in Odense) und H.C. Andersen’s
Boulevard (3 - 4-stöckige einseitig bebaute Straße in Kopenhagen) durchgeführt.
Den mittleren (Messzeitraum 20.05.2002 bis 30.09.2002) Werktagszyklus von simultanen
PM2.5 und NO
x
-Messungen zeigt die
Abb. 5.7
. Die NO
x
-Konzentrationen wurden hier als
Tracer für die Fahrzeugemissionen verwendet.
Es kann anhand von
Abb. 5.8
festgestellt werden, dass das PM2.5/NO
x
-Verhältnis der
Zusatzbelastung nicht konstant während eines Werktages ist, sondern einen signifikanten
Tag/Nacht-Unterschied aufweist. Die Erklärung könnte lt. der Autoren ein Hystereseeffekt
durch die Partikeldeposition sein, aber es ist auch eine Beeinflussung durch stärker trocke-
nere und turbulente Bedingungen am Tag möglich.
Um die Ursachen näher zu identifizieren wurde das PM10/PM2.5-Verhältnis
(Zusatzbelastungen) in Abhängigkeit von der Tageszeit und der NO
x
-Zusatzbelastung unter-
sucht. Die Vorbelastung wurde hierbei durch eine städtische Hintergrundstation in Kopenha-
gen über Dach (ca. 20 m über Grund) gemessen. Das Ergebnis ist in
Abb. 5.8
aufgezeigt.
Man kann erkennen, dass ein signifikanter Peak am Morgen auftritt, wenn der Verkehr zur
morgendlichen Verkehrsspitze beginnt anzusteigen (wird angezeigt durch die ansteigenden
NO
x
-Konzentrationen).

image
Ingenieurbüro Lohmeyer
48
Abb. 5.7: Mittlerer Werktagszyklus der PM2.5- und NO
x
-Stundenmittelwerte am H.C, Ander-
sens Boulevard in Kopenhagen im Messzeitraum 20.05.2002 bis 30.09.2002. Die
Bezeichnung an den Datenpunkten zeigen die Tageszeit. Erläuterung siehe Text.
(Quelle: Palmgren et al., 2003)
Dieser Peak ist lt. Meinung der Autoren möglicherweise ein Resultat der Wideraufwirbelung
(Resuspension) von Straßenstaub, welcher sich in den Nachtstunden auf der Straße abgela-
gert hat. Emissionsfaktoren für nicht Auspuff bedingte PMx-Emissionen werden nicht ange-
geben. Sie können jedoch für das Jahr 2001 für den Jagtvej aus den PM10-Gesamtemis-
sionsfaktor minus Auspuffemissionen im Jahresmittel zu ca. 0.10 g/(km
Fzg) abgeleitet
werden (siehe dazu auch Abschnitt 5.5.3).

image
Ingenieurbüro Lohmeyer
49
Abb. 5.8: PM10/PM2.5-Verhältnis (Zusatzbelastung) an einem mittleren Werktag.
Erläuterung siehe Text. (Quelle: Palmgren et al., 2003)
Lohmeyer (2003a) ermittelten für die Göttinger Straße in Hannover (Niedersachsen) anhand
einer sehr detaillierten Messkampagne (Straßenabsaugungen, Immissionsmessungen, Aus-
breitungsberechnungen mit dem Ausbreitungsmodell MISKAM, Inhaltstoffanalysen und Re-
zeptormodellierung) im Zeitraum April 2002 bis August 2002 folgende wesentlichen Aussa-
gen:
Die Straßenabsaugungen lieferten für die Göttinger Straße vergleichsweise hohe
Staubbeladungswerte. Für die Fraktion PM10 im Straßenstaub lagen die Staubbela-
dungen auf den Fahrspuren zwischen 0.001 und 0.07 g/m², in den Straßenrandberei-
chen zwischen 0.1 und 4.7 g/m². Obgleich es sich in der Göttinger Straße um einen
neuwertigen Straßenbelag handelte, ergaben sich für die PM75-Fraktion ähnlich
hohe Werte wie für Straßen mit beschädigten Oberflächen. Diese hohen Beladungen
können teilweise auf die höheren LKW-Anteile im Vergleich zur Schildhornstraße und
Lützner Straße zurückzuführen sein, die für einen stärkeren Abrieb der Straßenober-
fläche sorgen. Allerdings sind die LKW-Anteile nicht so hoch, dass hiermit die hohen
Werte alleine begründbar wären.
Der Vergleich der Inhaltsstoffe aus dem Straßenmaterial und dem Straßenstaub er-
gab, dass maximal 2/3 des Straßenstaubes aus dem Straßenabrieb resultieren. Eine
Schranke nach unten konnte nicht angegeben werden. Der Rest wird durch Reifen-,
Kupplungs- und Bremsabrieb sowie sonstige Verschmutzungen gebildet.

Ingenieurbüro Lohmeyer
50
Die Rezeptormodellierung gab Hinweise auf vier bzw. sechs dominante Quellen. Da-
bei konnten zwei (Straßenstaubresuspension und ein Mix aus Bremsabrieben und di-
rekten Auspuffemissionen) direkt dem Verkehr zugeordnet werden, die einen Anteil
von ca. 30 - 35 % der PM10-Gesamtemissionen ausmachen. Die anderen Quellen
sind vermutlich bodenoriginär.
Die durchgeführten Ausbreitungsrechnungen mit MISKAM unter Zugrundelegung der
PM10-Emissionsfaktoren aus dem modifiziertem EPA-Modell lieferten befriedigende
Übereinstimmung zwischen den prognostizierten und gemessenen Immissionen. Die
Abweichungen zwischen Messung und Rechnung lagen innerhalb der zulässigen
Schwankungsbreiten nach 22. BImSchV. Die Rechnungen wurden für PM10 und zum
Vergleich für NO
x
durchgeführt. Der Vergleich der berechneten NO
x
-Immissionen mit
den prognostizierten PM10-Immissionen lässt den Rückschluss zu, dass das für die
Emissionsbestimmung verwendete modifizierte EPA-Modell zu befriedigenden Er-
gebnissen führt.
Aus dem Vergleich der Konzentrationen an Hintergrundmessstationen und in der
Göttinger Straße sowie PM10-Immissionsmodellierungen der verkehrsbedingten
PM10-Emissionen des Hauptstraßennetzes in weiteren Umfeld der Göttinger Straße
mit PROKAS konnte festgestellt werden, dass der Verkehr in der Göttinger Straße
zum PM10-Immissionswert zu ca. 35 – 40 % beiträgt.
Die bereits im Abschnitt 5.4.5 diskutierte Studie von Gehrig et al. (2003) kommt bzgl. der
Abriebs- und Aufwirbelungsemissionen zu der Schlussfolgerung, dass sie einen wesentli-
chen Teil der gesamten primären PM10-Emissionen des Straßenverkehrs darstellen. An
Standorten mit geringer Störung der Fahrdynamik (Aathal, Birrhard, Humlikon, Rosengarten-
straße) sind sie etwa gleich hoch wie die direkten Auspuffemissionen (siehe dazu
Tab. 5.11
).
An Standorten mit hohen Störungen, z. B. durch Lichtsignale oder Staus (Schimmelstraße,
Weststraße) sogar höher.
Zwischen nassen und trockenen Fahrbahnen waren bezüglich der PM10-Emissionen keine
klaren Unterschiede festzustellen (siehe Diskussion in Abschnitt 5.6).

image
Ingenieurbüro Lohmeyer
51
Tab. 5.11: Emissionsfaktoren für PKW inkl. LNF (=LMW) und Schwerverkehr (=SMW) für
primäre Abgaspartikel (=PM1) und für Abriebe und Aufwirbelung (=PM10-PM1).
Bzgl. Zuordnung zu den Verkehrssituationen siehe Abschnitt 5.4.5.
(Quelle: Gehrig et al., 2003)
Höfflinger et al. (2003) verglichen die Partikelimmissionen der 17 innerstädtischen Messstel-
len der Stadt Wien mit Partikelemissionen, welche anhand des US-EPA-Modells (Stand
1997, siehe auch Abschnitt 5.4.2) berechnet wurden. Als wichtigste Eingangsgröße wurde
die PM75-Staubbeladung an 44 Stellen (22 an Bundesstraßen und 22 an Gemeindestraßen)
jeweils insgesamt 21 mal (an jeweils trockenen Tagen) mittels Absaugen und Auswiegen
bestimmt. Die gemessene PM75-Belegung wurde dann als konstant über jeweils einen sog.
Zyklus (ca. 9 bis 58 Tage) angesehen. Für Tage mit Regen innerhalb eines Zyklusses wurde
eine Staubbeladung von 0 g/m² und damit eine PMx-Emission von Null festgelegt. Es wurde
somit keine Emission gemessen oder aus Immissionsdaten zurückgerechnet, sondern aus
dem Modellansatz der US-EPA berechnet.
Die mittleren
berechneten
PM10-Emissionsfaktoren variieren über den Messzeitraum
(10.1.2001 bis 31.5.2002) für die Bundesstraßen zwischen ca. 0.09 und 0.8 g/km sowie für
die Gemeindestraßen zwischen ca. 0.15 und 1g/km mit jeweils hohen Werten im Januar bis
März.

Ingenieurbüro Lohmeyer
52
Der Vergleich der Partikelimmissionen (Januar 2001 bis Mai 2002) zeigte, dass der Verlauf
der berechneten Emissionsfaktoren mit dem Verlauf der Immissionsmesswerte nahezu pa-
rallel geht. Die Autoren vermuteten, dass das Ansteigen der Immissionswerte in den Winter-
monaten und das allmähliche Abklingen bis zum Sommer auf die Wiederaufwirbelung des
auf den Straßen abgelagerten Staubes zurückgeführt werden kann. Andere Einflüsse, wie
die unterschiedlichen Ausbreitungsbedingungen (z. B. im Winter im Allgemeinen ungünstiger
als im Sommer), möglicherweise zusätzliche Partikelquellen im Winter (Hausbrand, Kraft-
werke etc.) bzw. auch höhere Vorbelastungen durch Ferntransporte nach Wien, wurden nicht
diskutiert.
Fitz (2001) ermittelten PM10-Emissionsfaktoren an befestigten Straßen in Kalifornien (USA)
mittels eines Messfahrzeuges, an dem die Konzentrationsdifferenzen zwischen der Front
und dem Heck des Fahrzeuges ausgewertet werden (die Vorgehensweise entspricht etwa
der im Abschnitt 5.6.1 für TRAKER beschriebenen). PM10-Emissionsmessungen wurden für
eine Vielzahl von Straßen durchgeführt und nach Straßenkategorien klassifiziert. Die ermit-
telten PM10-Emissionsfaktoren wurden wie folgt angegeben:
Local Road (2 Fahrstreifen, weniger als 500 Fzg/d, 35 mph Geschwindigkeit):
68 mg/km
Collector R. (2 Fahrstreifen, 500 bis 10 000 Fzg/d, 45 mph Geschwindigkeit):
64 mg/km
Arterial R. (> 2 Fahrstreifen, 10 bis 150 000 Fzg/d, 50-55 mph):
129 mg/km
Freeway (> 3 Fahrstreifen, ca. 150 000 Fzg/d, 50-55 mph):
82 mg/km.
Die angegebenen mittleren Emissionsfaktoren variieren somit etwa um den Faktor 2 und
lagen aber nach Aussage der Autoren signifikant niedriger, als durch das US-EPA-Modell
unter Verwendung der PM75-Staubbeladungen der betrachteten südkalifornischen Straßen
prognostiziert.
5.5.3 PM10-Gesamtemissionsfaktoren
Eine Zusammenstellung von massebezogenen PM10-Emissionsfaktoren aus dem
Straßenverkehr zusammen mit den wesentlichsten Eingangsgrößen, wie z. B. Straßenklas-
sifizierung, Verkehrsstärke, Schwerverkehrsanteil, mittlere Fahrzeuggeschwindigkeit etc., ist
einschließlich einer Einschätzung der Datenqualität in der
Tab. A1.1
im Anhang A1 aufge-
führt. Die Werte für die Autobahnen und Tunnelstrecken entstammen den Ergebnissen des
Forschungsprojektes FE 02.222/2003/LRB, welche unser Büro im Auftrag der Bundesanstalt

Ingenieurbüro Lohmeyer
53
für Straßenwesen erarbeitet hat (Lohmeyer, 2004). Die anderen Werte sind Resultat ver-
schiedener eigener Messprojekte sowie Angaben aus der Literatur. Es sei an dieser Stelle
auf folgenden wichtigen Punkt hingewiesen:
Eine wichtige Grundlage zur Bestimmung der PM10-Emissionsfaktoren bzw. der Ableitung
des nicht auspuffbedingten Teils sind die NO
x
-Emissionsfaktoren (bei Nutzung der NO
x
-Tra-
cer-Methode) bzw. die Partikel-Auspuffemissionsfaktoren. Ein Teil der vorliegenden PM10-
Emissionsfaktoren entstammte eigenen Untersuchungen, die z.T. noch auf Grundlage des
Handbuches für Emissionsfaktoren HBEFa1.2 (1999) bestimmt worden sind. Im Rahmen des
Projektverlaufes erfolgte durch das UBA im April 2004 die Veröffentlichung des aktualisierten
Handbuches (HBEFa2.1). Weiterhin verfügt der Projektpartner IFEU Heidelberg über Grund-
daten, die über die Grundlagendaten im HBEFa2.1 hinausgehen und die derzeit im UBA dis-
kutiert werden. Aus diesem Grund wurde mittels neuester Emissionsdaten von IFEU Heidel-
berg für die Straßen, für die im Rahmen der Arbeiten zum Projekt Lohmeyer (2003a) die
PM10-Emissionsfaktoren auf Grundlage von HBEFa1.2 bestimmt worden, die PM10-Emissi-
onsfaktoren aktualisiert. Die Emissionsfaktoren dieser Straßen sind in
Tab A1.1
rot gekenn-
zeichnet. Die Methodik und die Ergebnisse sind im Bericht des IFEU Heidelberg (Anhang 3)
dokumentiert. Insgesamt kann festgestellt werden, dass bei den von IFEU betrachteten
Straßen die Unterschiede der PM10-Emissionsfaktoren, die mittels NO
x
-Tracermethode ab-
geleitet wurden, durch den Übergang von HBEFa1.2 zu HBEFa2.1 bei kleiner als 25 % im
Allgemeinen kleiner 10 % (PM10-Gesamt und PM10-Auf/Ab) liegen. Ausnahme ist der Auto-
bahnmesspunkt Kenzingen, wo sich der nicht auspuffbedingte PM10-Emissionsfaktor um ca.
75 % erhöhte, allerdings von einem sehr niedrigen Ausgangsniveau (von 0.006 auf
0.026 g/(km
Fzg) aus.
5.6 Anzahlbezogene PMx-Emissionsfaktoren
Das Lufthygieneamt beider Basel führte im Arisdorftunnel im November 1999 eine Messkam-
pagne durch, in der PM10-Proben zur morphologischen Untersuchung mittels Rasterelektro-
nenmikoskopie und Röntgenmikroanalyse ausgewertet wurden (Carbotech, 2000a und b).
Die Partikel wurden in drei Größenklassen (0.1 - 1 μm, 1 - 2.5 μm und 2.5 - 10 μm) eingeteilt.
Die Ergebnisse der Untersuchungen zeigen für alle beprobten Standorte im Tunnel eine
klare Dominanz der Anzahl der kleinen Partikel im Bereich 0.1 - 1 μm. Die Konzentrationen
dieser Partikelklasse liegt bei einigen Hunderttausend bis Millionen pro Liter Luft. Die Anzahl
der Partikel in der Größenklasse 1 - 2.5 μm lagen je nach Standort etwa Faktor 200 - 300

Ingenieurbüro Lohmeyer
54
tiefer. In der Fraktion 2.5 - 10 μm wurden mit 76 - 850 Partikel pro Liter Luft die geringsten
Anzahlkonzentrationen bestimmt. Die kleinsten Partikel (0.1 - 1μm) bestanden zu über 90 %
aus Kohlenstoffhaltigen Material, primär Rußpartikel. Die Konzentration im Tunnel ist etwa
zehnmal größer als im Freien. Die Partikelfraktion 1 - 2.5 μm bestand im Tunnel zu etwa 83 -
93 % aus Rußteilchen, die restlichen 7 - 17 % der Teilchen bestand aus anderer organischer
Materie, Eisenoxid und Mineralien. Organische Partikel mit Schwefel, welche als Reifenab-
rieb gelten können, waren nur in geringer Anzahl zu beobachten (im Mittel 1 %). Die Parti-
kelfraktion 2.5 - 10 μm bestand im Tunnel ebenfalls hauptsächlich (76 - 81 %) aus Ruß.
Nach Aussagen der Autoren zeigten die Zusammensetzungen der Partikel im Tunnel, dass
nur geringe Mengen von Teilchen, welche für eine Resuspension (Aufwirbelung) typisch sind
(z. B. mineralische und metallhaltige Partikel), gefunden wurden. Die Ursache wurde von den
Autoren in den hohen Luftströmungen im Tunnel vermutet, die das Entstehen von Staubde-
pots im Tunnelinneren verhindern. Somit wäre da auch kein relevanter Straßenabrieb zu
vermuten.
Mittels eines monodispersiven dynamischen Aerosolmodells (MONO32), gekoppelt mit ei-
nem hydrodynamischen 3D Modell (StarCAD) studierten Gidhagen et al. (2003) die Dynamik
von ultrafeinen Partikeln (Nucleation-, Aitken- und Accumulation-Mode) im Straßentunnel
Stockholm. Sie führten Modellrechnungen durch und verglichen dies mit gemessenen Parti-
kelanzahlkonzentrationen, Verkehrsstärken und Tunnellüftungsraten.
Sie stellten fest, dass das Zusammenklumpen von Partikeln (Koagulation) und die Deposi-
tion von Partikeln an den Tunnelwänden wichtige Prozesse während der Verkehrsspitzen-
stunden sind. Zusammen führten sie zu einem ,,Verlust’’ von 77 % der Partikel mit Größen
kleiner 10 nm und 41 % von Partikeln zwischen 10 und 29 nm. Das Partikelwachstum durch
die Wasseraufnahme oder das Vorhandensein von gröberen wiederaufgewirbelten Partikeln
hat keinen signifikanten Effekt auf die Anzahl von Partikeln, welche durch die Koagulation
verloren gehen.
Die Modellrechnungen der Partikelanzahlkonzentrationen in Verbindung mit den zeitlichen
Veränderungen in der Verkehrsstärke zeigten, dass mittels konstanter Emissionsfaktoren der
Partikelzahl die Konzentrationsveränderungen der Partikel größer 29 nm reproduziert wer-
den können. Dagegen legten die Untersuchungen nahe, für die kleinsten Partikelfraktionen
linear von der Fahrzeuggeschwindigkeit (48 km/h bis 85 km/h) abhängige Emissionsfaktoren
zu verwenden. Folgende Emissionsfaktoren [10
13
Partikel/(Fzg
km)] beschrieben die Mess-
daten durch die Modellrechnungen am besten:

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55
Partikelklasse PKW/LNF* LKW
Nucleation mode (3 - 10 nm)
6.3 - 41.4
145
Aitken 1 (10 - 29 nm)
0.67 - 48.7
378
Aitken 2 (29 - 109 nm)
9.72
196
Accumulation mode (109-900 nm) 0.69
13.8
(* wenn ein Intervall gegeben ist, dann korrespondiert die erste Zahl mit einer Fzg.-
Geschwindigkeit von 48 km/h und die zweite mit 85 km/h.)
Die Autoren kamen zu den Schluss, dass die Kombination zwischen Messung und
Modellrechnung in Straßentunneln dazu genutzt werden kann, die Bestimmung der Fahr-
zeugemissionsfaktoren für ultrafeine Partikel (emittiert unter realistischen Bedingen) zu
verbessern.
Sehr detaillierte Untersuchungen zur Partikelanzahl- und Größenemission sind auch von
Ketzel et al. (2003a und b) sowie Palmgren et al. (2003) beschrieben. Simultane Messungen
der Partikelgrößenverteilung (Bereich zwischen 10 und 700 nm) innerhalb einer städtischen
Straßenschlucht (Jagtvej) und über Dach (als Hintergrundstation ca. 20 m über Grund) in
Kopenhagen im Zeitraum Mai bis November 2001 wurden zur Unterscheidung der verkehrs-
bedingten Quellen von den Hintergrundkonzentrationen und zur Ableitung von Partikelan-
zahlverteilungen sowie Partikelanzahlemissionsfaktoren genutzt.
Der Jagtvej ist eine vierstreifige Straße mit einer durchschnittlich werktäglichen Verkehrs-
stärke von ca. 26.000 Kfz/d und einem Schwerverkehrsanteil von 5 bis 8 %. In ca. 100 m
Entfernung von der Messstation in beide Richtungen befinden sich Lichtsignalanlagen. Das
Fahrverhalten der Fahrzeuge im Bereich der Messstation ist deshalb sehr verschieden. Die
Autoren leiteten folgende wesentliche Ergebnisse ab:
Die Partikelgrößen Verteilung der verkehrsbedingten Quellen tags und in den Abend-
stunden (6.00 bis 24.00 Uhr) zeigte in den Messungen ein Maximum bei Partikelgrö-
ßen von 20 bis 30 nm unabhängig vom Schwerverkehrsanteil.
Die Partikelanzahl Konzentration ist stark (R > 0.83) mit den NO
x
-Konzentrationen
über einen weiten Bereich der Partikelgrößen korreliert.
Über die Methode der inversen Modellierung wurden mittlere Flottenemissionsfakto-
ren für typische städtische Bedingungen in Dänemark bestimmt. Diese sind (2.8+/-

image
Ingenieurbüro Lohmeyer
56
0.5)*10
14
Partikel/(Fzg
km). Die zeitliche Verteilung der Partikelanzahl-Emissions-
faktoren innerhalb einer mittleren Woche ist in den
Abb. 5.9a
und
5.9b
zusammen
mit den Verkehrsstärken und Fahrzeuggeschwindigkeiten dargestellt. Für die Tages-
stunden (7.00 bis 18.00 Uhr) liegen die gefundenen mittleren Emissionsfaktoren für
die Partikelanzahl bei ca. 2 bis 4*10
14
(Fzg
km). In den frühen Morgenstunden fan-
den sie relevant höhere NO
x
– und Partikelemissionen aber niedrigere CO-Emissio-
nen. Die Partikelanzahlemissionsfaktoren liegen hier bei ca. 4 bis 6*10
14
(Fzg
km).
Dies ist lt. der Autoren möglicherweise auf die höheren Fahrzeuggeschwindigkeiten
zurückzuführen.
Abb. 5.9a: Mittlerer Wochengang der Verkehrsstärken und Fahrzeuggeschwindigkeiten am
Jagtvej (Quelle: Palmgren et al., 2003)

image
Ingenieurbüro Lohmeyer
57
Abb. 5.9b: Mittlerer Wochengang der ermittelten Emissionsfaktoren für NO
x
, CO und
Partikelanzahl (Quelle: Palmgren et al., 2003)

Ingenieurbüro Lohmeyer
58
Es wurden zwei Typen von Nanopartikel,,ereignissen´´ beobachtet: Einmal tagsüber
in der Hintergrundbelastung infolge photochemischer Prozesse und zum anderen in
den Nachtstunden, wenn der Verkehr durch Dieseltaxis dominiert wird. Während der
Nachtstunden (0.00 bis 5.00 Uhr) ist das Maximum in der Partikelgrößenverteilung
verschoben zu kleineren Größen von ca. 15 bis 18 nm. Diese Verschiebung zu klei-
neren Größen ist verbunden mit einer Zunahme in der mittleren NO
x
und Partikelan-
zahlemission pro Fahrzeug um einen Faktor von 2 bis 3 und einer Reduktion der CO-
Emission ebenfalls um einen Faktor 2 bis 3.
Die Autoren verglichen ihre gemessenen Partikelanzahlemissionsfaktoren auch mit den aus
der Literatur gefundenen. Diese Zusammenstellung ist in der
Abb. 5.10
aufgeführt. Die Ver-
kehrszustände in allen Studien außer den dänischen entsprachen denen auf Schnellstraßen
mit konstanten Geschwindigkeiten zwischen 70 und 100 km/h. Alle Studien haben einen
Schwerverkehrsanteil von ca. 5 bis 10 %, außer im Tuscarora Tunnel mit einem Schwerver-
kehrsanteil zwischen 13 und 80 %.
Die dänischen Emissionsfaktoren sind vergleichbar mit den oberen Ende der gefundenen
Werte von Minnesota, Queensland und Tuscarora Tunnel. Die geringfügig höheren Werte in
Kopenhagen werden von den Autoren mit einem höheren Anteil von Diesel PKW und LNF
am Jagtvej und die veränderlichen Verkehrsbedingungen im Stadtbereich begründet. Die
Emissionsfaktoren aus Stockholm sind geringfügig höher als in Kopenhagen.
Dies führten die Autoren auf die in Stockholm vorgelegenen winterlichen Bedingungen mit
Temperaturen um –8°C außerhalb des Tunnels zurück, was zu einer verstärkten Bildung von
,,nuclei mode particles´´ führen kann. Laborexperimente zur Bestimmung von Emissionsfak-
toren für einzelne Fahrzeuge (reine Auspuffemissionen) zeigen einen weiten Bereich von
Emissionsfaktoren. Diese liegen für PKW bei 3*10
11
Partikel/(Kfz
km) für moderne Benzin-
einspritzsysteme bis 3*10
14
Partikel/(Kfz
km) für Diesel-PKW oder Benzindirekteinspritzer
(Graskow et al., 1998, 1999 und 2000).

image
Ingenieurbüro Lohmeyer
59
Abb. 5.10: Vergleich der Anzahlemissionsfaktoren (Partikeldurchmesser größer etwa 10 nm)
zwischen den dänischen Daten (=Copenhagen) mit veröffentlichten Werten aus
der Literatur. Die Werte für Minnesota (Kittelson et al., 2001), Queensland (Jam-
riska and Morawska, 2001) und Copenhagen (Ketzel et al., 2003b) wurden an
städtischen Straßen oder Autobahnen gemessen und repräsentieren eine jeweils
mittlere Fahrzeugflotte. Die Studien im Caldecott Tunnel (Kirchstetter et al.,
1999), Tuscarora Tunnel (Abu-Allaban et al., 2002) und im Stockholm Tunnel
(Gidhagen et al., 2003) wurden genutzt, um zwischen PKW/LNF (LDV) und
Schwerverkehr (HDV) zu unterscheiden. Der Bereich der Emissionsfaktoren für
LDV aus Laborexperimenten dehnt sich, abhängig von der Motortechnik, über
mehrere Größenordnungen aus (Graskow et al., 1998).
(Quelle: Ketzel et al., 2003b)
Löschau (2002) berichtet über die Bestimmung der Größenverteilung und Anzahlkonzentra-
tionen von Nanopartikeln (8 Größenklassen von 3 bis 800 nm) an der Messstelle Dresden
Nord. Die Messung lief über einen Zeitraum von 12 Monaten. Die wesentlichsten Ergebnisse
in Bezug auf die Gesamtbelastung (die Vorbelastung wurde nicht gemessen) wurden wie
folgt dargelegt:
Die Messwerte der Partikelanzahlen besitzen eine extreme Dynamik. Sie variieren
über 4 Größenordnungen.
Für Partikeldurchmesser von 10 bis 100 nm beträgt die mittlere Konzentration
12.600 Partikel/cm³. Dort sind 78 % der gemessenen Gesamtpartikelanzahl vertreten.

Ingenieurbüro Lohmeyer
60
Das Konzentrationsmaximum (im Mittel 5800 Partikel/cm³) liegt im Bereich der
Partikeldurchmesser von 20 bis 50 nm, in dem 36 % der Gesamtpartikelanzahl zu
finden sind.
Anhand der mittleren Tages- und Wochengänge für alle Partikeldurchmesserbereiche
konnte eine erste Schätzung des Kfz-Beitrages zur Partikelbelastung im o. g.
Messbereich durchgeführt werden. Danach werden etwa die Hälfte der Partikelbe-
lastung im Partikelgrößenbereich 5 bis 50 nm durch frische Kfz-Emissionen verur-
sacht, wobei das Maximum des Kfz-Anteils auf Partikelgrößen von 10 bis 20 nm ge-
schätzt wird.
Die Korrelation der Konzentrationen von größenselektierter Partikelanzahl und Luft-
schadstoffen wurde berechnet und dargestellt. Es wurde festgestellt, dass zwischen
Partikelanzahlkonzentrationen und den Schadstoffen Benzol und CO keine Korrela-
tion existiert. Für die extrem kleinen Partikel zwischen 3 und 5 nm konnten nur sehr
mäßige Korrelationen zu weiteren Schadstoffen gefunden werden. Für Ruß wird eine
gute Korrelation der Partikelanzahl in einem Bereich zwischen 5 und 800 nm festge-
stellt. Für PM10 wurde eine mäßige Korrelation zu Partikeln 10 bis 800 nm ermittelt.
Anhand sehr umfangreicher Datensätze an der Marylebone Road im Zentrum von London
(Messzeitraum April 1998 bis August 2001) analysierten Charron et al. (2003) die Partikelan-
zahlverteilungen in einem Bereich zwischen 11 und 452 nm zusammen mit wesentlichen
verkehrlichen und meteorologischen Parametern.
Die Korrelation zwischen Partikelanzahl und Verkehr wurde mittels Hauptkomponentenana-
lyse untersucht. Es zeigte sich, dass die Partikel im Akkumulationsmodus (100 bis 450 nm)
korreliert sind mit Emissionen des Schwerverkehrs (hauptsächlich Dieselfahrzeuge), wäh-
rend Partikel aus dem Bereich 30 bis 60 nm eine stärkere Bindung zu leichten Fahrzeugen
haben. Beide Größenfraktionen zeigten den erwarteten Verdünnungseffekt mit zunehmender
Windgeschwindigkeit.
Partikel im Größenbereich 11 bis 30 nm zeigten dagegen keine klare Beziehung zur
Verkehrsstärke und weniger Einfluss der Verdünnung durch ansteigende Windgeschwindig-
keiten als bei den größeren Partikeln. Partikel in dieser Größenfraktion neigten zu einer Kon-
zentrationsspitze am Morgen, welche umgekehrt proportional ist zur Lufttemperatur. Diese
hohe Anzahlkonzentration am Morgen wird in mehreren Literaturhinweisen gefunden, z. B. in
Dänemark (siehe oben), USA, Deutschland und Schweden. Im Fall der hier untersuchten

Ingenieurbüro Lohmeyer
61
Marylebone Road korrespondierten die hohen morgendlichen Konzentrationen nicht mit den
höchsten PKW und LKW-Verkehrsstärken. Die Autoren vermuteten, dass diese Größenfrak-
tion frisch kondensierte Partikel aus den Auspuffabgasen enthält.
Es wurde auch festgestellt, dass die Partikelanzahlen während Regen im Wesentlichen hö-
her sind, als in trockenen Zeiten. Größere Regenmengen (mehr als 4 mm) führten zu höhe-
ren Partikelzahlen als kleinere Regenmengen (0.2 mm). Partikel größer 150 nm folgen aller-
dings nicht diesem Trend. Die Erhöhung der Anzahl ultrafeiner Partikel während des Regens
wird nach Ansicht der Autoren möglicherweise durch die mit dem Regen einhergehende
Temperaturreduktion verursacht.
Theoretische Abhandlungen zum möglichen Einfluss von Kondensation und Verdampfung,
Koagulation, gravimetrischer Ablagerung, Partikelbildung, atmosphärischen Transport, De-
position und heteorogenen chemischen Reaktionen auf die Partikelanzahlverteilungen unter
typischen städtischen Bedingungen werden von Zhang et al. (2002) vorgestellt. Es wurde
gezeigt, dass Kondensation und Verdampfung wichtig für die Anzahlverteilung der Partikel
sind. Der sog. Kelvin-Effekt (bei der Bildung einzelner Partikel ändert sich die Gibbs’sche
Freie Energie) muss bei Partikeln kleiner 50 nm berücksichtigt werden. Für Partikel größer
50 nm ist die Koagulation zu langsam, um die Partikelanzahlverteilung zu beeinflussen. Hier
ist die Kondensation der dominierende Prozess. Für kleinere Partikel wechselwirken Kon-
densation und Verdampfung, Koagulation, Partikelbildung und Emission unter städtischen
Bedingungen miteinander. Die gravimetrische Ablagerung in Form von trockener Deposition
kann für den vertikalen turbulenten Transport vernachlässigt werden, ebenso chemische
Reaktionen.
Die bereits im Abschnitt 5.4.5 angeführte Schweizer Studie von Gehrig et al. (2003) beschäf-
tigte sich auch mit Partikelanzahlemissionsfaktoren. Während Intensivmesskampagnen an
vier Standorten wurden die in
Tab. 5.12
aufgeführten Partikelanzahlemissionsfaktoren be-
stimmt.
Sie stellten fest, dass sowohl nachts als auch tagsüber hohe Partikelanzahlkonzentrationen
im Nanopartikelbereich (kleiner 30 nm) vorlagen. Diese Partikel wurden der homogenen
Nukleation zugeordnet, wenn das Fahrzeugabgas nach dem Auspuff sehr rasch von hohen
Temperaturen auf die Temperatur der Umgebungsluft abgekühlt wird.

image
Ingenieurbüro Lohmeyer
62
Tab. 5.12: Partikelanzahl-Emissionsfaktoren und Standardabweichung (Stabw) für PKW
inkl. LNF (=LMW) sowie Schwerverkehr (=SMW). N0.05= 18 bis 50 nm; N0.1= 18
bis 100 nm; N0.3= 18 bis 300 nm. N
tot
= 7 bis 3000 nm
(Quelle: Gehrig et al., 2003)
Die Maximalkonzentrationen der Nanopartikel lagen je nach Standort im Bereich von 10 bis
20 nm. Einen sekundären Mode im Bereich zwischen 60 und 300 nm (Akkumulationsmodus)
wurde der Emission von Rußpartikeln zugeschrieben. Im Größenbereich 300 bis 700 nm
wurden nur geringe Differenzen zwischen Straßen- und Hintergrund gefunden. Im Bereich 1
bis 10 μm (Coarse Mode) gab es wieder einen Zusammenhang zwischen Verkehrsdichte
und Anzahlkonzentration. Diese Partikel sind die Folge von Reifen- Brems- und Straßenab-
rieb sowie aufgewirbelten Mineralstaubteilchen.
Anhand von Immissionsmessungen und Ausbreitungsmodellierungen für eine stark befah-
rene Straßenschlucht in Stockholm (Hornsgatan) untersuchten Gidhagen et al. (2004) auch
Partikelanzahlverteilungen. Die Immissionen wurden auf beiden Straßenseiten innerhalb der
Straßenschlucht sowie an einer städtischen Hintergrundstation (ca. 600 m entfernt, Mess-
höhe 25 m) gemessen. Neben der Ableitung von Partikelanzahl Emissionsfaktoren von
3.9*10
14
Partikel/(Kfz
km) als Flottenmittelwert (5 % LKW-Anteil) konnten folgende wesentli-
che Erkenntnisse abgeleitet werden: Die Außentemperatur hat einen starken Einfluss auf die
Konzentrationen ultrafeiner Partikel. Entsprechend der gemessenen Partikelanzahl zu NO
x
-

Ingenieurbüro Lohmeyer
63
Immissionsverhältnisse (Zusatzbelastungen) sind die Partikelanzahlemissionsfaktoren wahr-
scheinlich im Winter bei Temperaturen kleiner 0°C doppelt so hoch verglichen mit Sommer-
tagen mit Temperaturen größer 15°C. Die Ergebnisse legen auch höhere Emissionen bei
Beschleunigungsvorgängen und Bergauffahren (2.3 % Längsneigung) als beim Abbremsen
und Bergabfahren nahe. Die Koagulation ist der dominierende Eliminierungsprozess bei
Schwachwindssituationen, die Deposition bei höheren Windgeschwindigkeiten. Insgesamt
wird der Betrag der Eliminierung geringer für höhere Windgeschwindigkeiten. Diese Effekte
wirken sich am meisten bei den kleinsten Partikeln aus. Insbesondere treten diese Effekte
kurz nach der Emission auf, bevor die Partikel den Straßenrand erreichen. Der Verlust von
Partikeln zwischen der Messstation an der Straßenseite in Lee und der gegenüberliegenden
Straßenseite lag bei kleiner 10 %, insgesamt sind nach Meinung der Autoren bis 30 % Parti-
kelverlust durch Koagulation und Deposition möglich.
Demgegenüber schlussfolgerten Ketzel et al. (2004) anhand der Auswertungen am Jagtvej,
dass die Koagulation zu langsam ist, um die Größenverteilung in der direkten Abgasfahne zu
verändern. Für Ketzel et al. (2004) ist für die Ausbreitung in Straßennähe und in Straßen-
schluchten die Verdünnung der dominierende Prozess und auch die Deposition irrelevant.
Sie verwiesen aber auch darauf, dass in ,,abgeschlossenen’’ Bereichen wie Tunnel entspre-
chend der Untersuchungen von Gidhagen et al. (2003) und Sturm et al. (2003) die Koagula-
tion und die Deposition eine wichtige Rolle spielen können.
Eine Zusammenstellung von anzahlbezogenen PM10-Emissionsfaktoren aus dem
Straßenverkehr zusammen mit wesentlichen Eingangsgrößen ist in der
Tab. A1.2
im An-
hang A1 aufgeführt. Diese Werte stellen die, soweit möglich, systematisierten Angaben aus
der Literatur zusammen.
5.7 Mögliche Einflussgrößen der Wiederaufwirbelung (Resuspension)
Im Folgenden wird die Resuspension von Straßenstaub in Hinblick auf mögliche Einflussgrö-
ßen diskutiert. Da mittels des in den USA entwickelten Messsystems TRAKER sehr detail-
lierte Untersuchungen durchgeführt wurden sind ist dem ein separates Kapitel gewidmet.
Anschließend werden weitere, über die bisher vorgestellten Untersuchungen hinausgehen-
den Informationen zusammengeführt.

Ingenieurbüro Lohmeyer
64
5.7.1 Untersuchungsergebnisse von TRAKER
In den USA wurde das Messsystem TRAKER (
T
esting
R
e-entrained
A
erosol
K
inetic
E
mis-
sions from
R
oads) zur Bestimmung des Straßenstaubes entwickelt und eingesetzt (Etyeme-
zian et al, 2003a). Hierbei werden die Konzentrationen von Partikeln mit festgelegter Größe
(im Allgemeinen PM10 und PM2.5) vor und hinter den Autoreifen des Messfahrzeuges be-
stimmt und die Differenz dieser Konzentrationen (das so genannte TRAKER-Signal) in Rela-
tion zu Emissionsfaktoren gesetzt, die bei Validierungsmessungen mittels Luv-Lee-Messun-
gen an
unbefestigten
Straßen ermittelt worden sind.
Für unbefestigte Straßen wurde festgestellt, dass der PM10-Emissionsfaktor proportional zur
dritten Wurzel des TRAKER-Signals ist, aber auch direkt proportional zur Geschwindigkeit
des Testfahrzeuges. Dividiert man dann den PM10-Emissionsfaktor durch die Fahrzeugge-
schwindigkeit so erhält man einen Term, dar einzig von der Menge des abgelagerten Materi-
als in der Korngröße PM10 und unabhängig von der Geschwindigkeit des Messfahrzeuges
ist. Dieser Term wird als so genanntes Emissionspotenzial [(g/(Fzg
km))/(m/s)] bezeichnet.
Mit diesen Messsystem ist es möglich, durch Fahren auf Straßen mit einer hohen zeitlichen
und damit räumlichen Auflösung unter verschiedenen äußeren Bedingungen relativ unkom-
pliziert PM10-Emissionsfaktoren bzw. die auf der Straße lagernde Menge an PM10 zu
bestimmen. Bei der Entwicklung dieses Verfahrens wurde jedoch von den Autoren auf Fol-
gendes hingewiesen:
Das Verfahren ist prinzipiell für unbefestigte aber auch befestigte Straßen verwend-
bar. Allerdings wurde das Verfahren zunächst bei Emissionsfaktoren zwischen 10
und 150 g/(Fzg
km) entwickelt und getestet. Dieser Bereich ist im Allgemeinen 2 bis
3 Größenordnungen größer als bei befestigten Straßen.
Die parallelen TRAKER und Emissionsmessungen wurden nur für Fahrzeug-
geschwindigkeiten zwischen 5 und 20 km/h durchgeführt. Für höhere Geschwindig-
keiten gibt es keine Validierung.
Die gefundene lineare Abhängigkeit der PM10-Emissionsfaktoren von der
Fahrzeuggeschwindigkeit kann nicht unbedingt auf befestigte Straßen übertragen
werden.
Kuhns et al. (2003) setzten dieses System in Treasure Valley (Southwest Idaho, USA) ein,
um den Einfluss von Niederschlag, Winterdienst und Straßenreinigung auf das PM10-Emis-

image
Ingenieurbüro Lohmeyer
65
sionspotenzial auf befestigten und unbefestigten Straßen zu untersuchen. Da sie sich in ih-
ren Untersuchungen auf relative Unterschiede in den Emissionspotenzialen konzentrierten,
wurden möglicherweise auftretende Ungenauigkeiten bei Betrieb des Messfahrzeuges au-
ßerhalb o. g. Bedingungen zunächst vernachlässigt. Sie stellten Folgendes fest:
Hochgeschwindigkeitsstraßen haben wahrscheinlich ein niedrigeres PM10-
Emissionspotenzial als Straßen mit niedrigeren Fahrzeuggeschwindigkeiten
(
Abb. 5.11
). Das Emissionspotenzial nahm stetig während der winterlichen Messpe-
riode (18 Tage) ab. Die größten Reduktionen wurden in Wohngebietsstraßen gefun-
den. Die Autoren nahmen als Grund an, dass geologisches Material (Straßenstreu-
ung, Dreckaustrag von Einfahrten, Dreckhaufen etc.) auf der Straße langsam besei-
tigt wurde, indem z. B. das meistens feuchte Material an den Reifen oder am Fahr-
zeug haften bleibt und auf das weitere Straßennetz verteilt wird.
Das PM10-Emissionspotenzial ist im Sommer niedriger als im Winter. Es war an den
10-tägigen Messungen im Sommer auch relativ konstant (
Abb. 5.11
).
Abb. 5.11: Zeitreihen des PM10-Emissionspotenzials von Straßenstaub auf befestigten Stra-
ßen in Treasure Valley (Southwest Idaho, USA)
links=Winter, rechts=Sommer (Quelle: Kuhns et al., 2003)

Ingenieurbüro Lohmeyer
66
Die im Winter an einer unbefestigten Straße durchgeführte Ermittlung von PM10-
Emissionspotenzialen zeigte ein kontinuierliches Ansteigen mit der Anzahl von Tagen
seit dem letzten Regen (
Abb. 5.12
).
Messungen der PM10-Emissionspotenziale nach den Streuen der Straßen im trocke-
nen Zustand weisen auf ein ca. 75 %iges Ansteigen der Emissionen hin. Dieser Ef-
fekt war jedoch in den untersuchten Fällen nur kurzlebig. Das Emissionspotenzial
sank innerhalb von ca. 8 h bzw. 2500 darüber hinweggefahrenen Autos wieder auf
den Ausgangszustand zurück.
Messungen des PM10-Potenzial vor und nach dem Einbringen von Sand und
anschließender Straßenreinigung mit mechanischer Technik und mit Saugtechnik
zeigte keine messbare Reduktion (
Abb. 5.13
). An verschiedenen Straßen stiegen
sogar die Emissionspotenziale kurzzeitig nach dem Absaugen an. In einem Fall war
eine kurzzeitige Abnahme beobachtet wurden. Dies konnte jedoch als Feuchtigkeits-
einfluss des aufgestreuten Sandes identifiziert werden. Wird kein Sand aufgetragen
und vor bzw. nach der Straßenreinigung das Emissionspotenzial gemessen, so wird
eine bis zu 40 %ige (im Mittel 16 %) Erhöhung des Emissionspotenzials nach dem
Reinigen festgestellt. Der Grund für diesen Anstieg war unklar. Die Autoren kamen zu
dem Schluss, dass zwar die Reinigungsmaschinen für die groben (sichtbaren) Be-
standteile des Straßenstaubes gute Arbeit leisteten, aber die eingesetzten Maschinen
nicht effektiv bei der Beseitigung der Quellen der PM10-Anteile im Straßenstaub sind.

image
Ingenieurbüro Lohmeyer
67
Abb. 5.12: Plot des PM10-Emissionspotenzials von Straßenstaub auf einer
unbefestigten
Straße in Treasure Valley (Southwest Idaho, USA). Das obere Bild stellt die Zeit-
reihe von gemessenen Emissionspotenzial und stündlicher Niederschlagssumme
dar. Das untere Bild zeigt das gemessene Emissionspotenzial im Vergleich zur
Länge der Zeit seit dem letzten Regenereignis. (Quelle: Kuhns et al., 2003)

image
image
Ingenieurbüro Lohmeyer
68
Abb. 5.13: Zeitreihen des PM10-Emissionspotenzials von Straßenstaub auf
befestigten
Straßen in Treasure Valley (Southwest Idaho, USA) vor und nach dem Eintrag
von Sand definierter Menge (Quelle: Kuhns et al., 2003)

Ingenieurbüro Lohmeyer
69
Etyemezian et al. (2003b) setzten TRAKER ein, um das Straßennetz für Treasure Valley in
Hinblick auf PM10-Emissionsfaktoren und Emissionspotenziale zu systematisieren. Sie fan-
den heraus, dass die Emissionsfaktoren
im Winter höher sind als im Sommer,
in städtischen Bereichen höher sind als in ländlichen,
für Straßen mit hohen Fahrzeuggeschwindigkeiten (ca. 90 km/h) niedriger sind als bei
Straßen mit niedrigen Fahrzeuggeschwindigkeiten (ca. 40 km/h). Das Emissionspo-
tenzial (d. h. die Menge von PM10-Partikel auf der Straße, die zur Wiederaufwirbe-
lung bereit stehen) ist auf Straßen mit niedrigen Fahrzeuggeschwindigkeiten relevant
höher als auf Schnellstraßen und
wahrscheinlich unabhängig von der Verkehrsstärke sind.
Die Autoren stellten auch fest, dass die Partikel PM10, welche sich auf der Fahrbahn befin-
den, mehrere Male pro Tag umgewälzt werden und das es eine Quelle für PM10 geben
muss, welche die gleiche Menge wie die fahrzeugbedingte Emission zur Verfügung stellt. Sie
vermuten dieses Reservar in den Bereichen an den Bordsteinen und auf dem Mittelstreifen,
sowie in unbefestigten Bereichen neben der Straße. Ebenfalls kommen Einträge durch ab-
fließendes Regenwasser, Abriebe von Reifen, Straßenoberfläche, Fahrzeug und Windeintrag
aus trockenen Bereichen in Frage.
5.7.2 Weitere Untersuchungen
Einfluss von der Fahrzeuggeschwindigkeit
Lohmeyer (2003a) fanden bei der Auswertung und Systematisierung von vorhandenen
Messdaten, dass in der Stresemannstraße in Hamburg mit einer Geschwindigkeitsbegren-
zung von 30 km/h die PM10-Emissionsfaktoren deutlich niedriger als die an allen anderen
Straßen ermittelten Werten lagen und auch niedriger als mit dem modifizierten EPA-Modell
errechnet waren. Allerdings konnten dort die Auspuffemissionen nur mit großen Unsicher-
heiten bestimmt werden, sodass die Aussage nur als Hinweis für weitere Untersuchungen
diente.
Schulze (2002) fand bei der Auswertung anhand zeitlich hochaufgelöster Daten der Senats-
verwaltung Berlin in der Frankfurter Allee beim Vergleich zwischen den Stundenmittelwerten

Ingenieurbüro Lohmeyer
70
der PM10-Emissionsfaktoren und der Fahrzeuggeschwindigkeiten eine positive Korrelation
(d. h. höhere Fahrzeugeschwindigkeit
höhere Emissionsfaktoren), allerdings mit geringer
Signifikanz.
In Berlin wurde in der Beusselstraße im Rahmen des EU-Projektes HEAVEN Anfang 2003
ein Verkehrsversuch durchgeführt, bei dem zunächst die Auswirkungen einer Geschwindig-
keitsbeschränkung auf 30 km/h, unterstützt durch Geschwindigkeitskontrollen durch die Poli-
zei untersucht wurde. Das Geschwindigkeitsniveau sank dabei um 10 km/h. Die Luftschad-
stoffimmissionen (Gesamtbelastung) auch bei PM10 sanken dabei geringfügig (jedoch signi-
fikant; Lutz, 2003).
Gustafsson (2001) geht im VLUFT-Emissionsmodell von einer quadratischen Abhängigkeit
der Resuspension von der Fahrzeuggeschwindigkeit aus (siehe Abschnitt 5.4.4), das schwe-
dische Modell (Bringfeld et al., 1997) für PKW ebenfalls von einer quadratischen Abhängig-
keit, für Schwerverkehr proportional zur Quadratwurzel aus (siehe Abschnitt 5.4.3).
Einfluss von Niederschlag
Der Einfluss von Regen auf die PM10-Emissionen einer Straße erscheint ebenfalls noch
nicht befriedigend geklärt, denn es zeigen sich laufend neue, z. T. widersprüchliche Erkennt-
nisse.
Im Modell der US-EPA (1997) war angesetzt, dass an Tagen mit Regen keine Emissionen
stattfinden. Rauterberg-Wulff (2000) stellt bei Messungen an der Frankfurter Allee in Berlin
jedoch nur eine 50 %ige Reduktion der Emission an Regentagen fest. Die im Abschnitt 5.3.1
gegebene Formel enthält deshalb diesen Ansatz einer 50 %igen Reduktion und nicht der
100 %igen Reduktion der US-EPA aus dem Jahr 1997. Im Oktober 2002 modifizierte die US-
EPA ihre Emissionsfaktoren für Regenereignisse: An Tagen mit Regen ist die Emission 25 %
geringer als die Emission an trockenen Tagen. Bei stundenfeiner Betrachtung wird ange-
setzt, dass während Stunden mit Regen keine Emission stattfindet.
Messungen in der Lützner Straße in Leipzig (Lohmeyer, 2001) deuten jedoch nur auf eine
35 %ige Reduktion an Tagen mit Regen hin und die Messungen in der Schildhornstraße in
Berlin auf gar keine Reduktion. Wegen dieser Unsicherheiten betrachtete Schulze (2002)
detailliert den Einfluss von Regen anhand zeitlich hochaufgelöster Daten der Senatsverwal-
tung Berlin. Sie fand während Regenstunden (Stunden, nicht Tagen) Emissionsreduktion von
10 % – 30 % für die Frankfurter Allee und von im Mittel 14 % für die Schildhornstraße. Diese
Reduktionen hielten bis ca. 2 - 3 h nach dem Niederschlagsereignis an.

Ingenieurbüro Lohmeyer
71
Anke et al. (2002) benutzten das Verfahren der univarianten und multivarianten Analyse
(Hauptkomponentenanalyse- Principal Component Analysis) zur Auswertung einer einjähri-
gen PM10-Messreihe an der Lützner Straße in Leipzig. Sie fanden, dass die PM10-Gesamt-
belastungen (nicht Emissionen), bestehend aus großräumiger und stadtbedingter Vorbelas-
tung sowie der Zusatzbelastung infolge des Verkehrs auf der Lützner Straße an Tagen ohne
Niederschlag ca. 50 % höher als an niederschlagsreichen Tagen sind. Im Winter sind die
mittleren PM10-Konzentrationen unabhängig vom Niederschlag ungefähr gleich hoch, an
niederschlagslosen Tagen im Frühjahr die Höhe der PM10-Konzentrationen gegenüber re-
genreichen Zeiten nahezu verdoppelt. (Hinweis: Da hier die Gesamt-Immissionen ausge-
wertet wurden ohne einer Separation der Zusatzbelastung, ist eine Übertragung dieser Aus-
sagen auf die PM10-Emission nicht möglich. Zusätzliche Korrelationen wie z. B. die Tatsa-
che, dass an Tagen mit Regen die Windgeschwindigkeiten erhöht, die Konzentrationen des-
halb erniedrigt sind, werden hierbei nicht erfasst.)
Bei der detaillierten Auswertung von Messdaten an der autobahnähnlichen B 10 in Karlsruhe
wurden halbstundenfein mittels Luv-Lee-Messungen und NO
x
-Tracermethodik bestimmte
PM10-Emissionsfaktoren bestimmt (Lohmeyer, 2004). Für drei analysierte Werktage mit Re-
gen wurde eine Reduktion des tagesmittleren Emissionsfaktors nahe 40 % gegenüber dem
mittleren trockenen Werktag festgestellt. Für zwei Sonntage mit Regen wurde eine Abnahme
von ca. 10 % gegenüber dem mittleren trockenen Sonntag beobachtet. An allen Tagen lagen
Niederschlagsmengen größer 1 mm vor. Die stundenfeine Auswertung der Emissionsfakto-
ren an Regentagen zeigt, dass während und kurz nach dem Regen die PM10-Emissionen
deutlich (häufig auf ca. Null) zurückgehen, danach aber auf ein deutlich höheres Niveau als
im trockenen Mittel ansteigt. Die PM10-Emissionsminderung durch Regen ist somit stark von
der Länge des Regenereignisses und von der Zeit abhängig, in der sich die Straße in einem
nassen Zustand befindet.
Gehrig et al. (2003) untersuchten innerhalb der im Abschnitt 5.4.5 beschriebenen Messkam-
pagnen ebenfalls den Einfluss von Regen auf die mittels NO
x
-Tracer-Methode abgeleiteten
PM10-Emissionsfaktoren an drei Standorten. Eine trockene Fahrbahn wurde für die Stunden
angenommen, wenn kein Niederschlag gemessen wurde. Eine nasse Fahrbahn, wenn mehr
als 0.1 mm gemessen wurde. Sie fanden bei der Auswertung der Daten, dass für die eben-
falls zum Vergleich abgeleiteten CO-Emissionsfaktoren (Auspuffemissionen) wie erwartet
kein Einfluss von Regen feststellbar war. Für Aathal war kein Einfluss des Regens auf die
PM10-Emissionsfaktoren feststellbar. Für die Rosengartenstraße waren wegen der erhöhten
Unsicherheit der PM1-Differenzen die Ergebnisse nach Aussage der Autoren nicht schlüssig

Ingenieurbüro Lohmeyer
72
zu interpretieren. An der Weststraße scheinen nach Aussage der Autoren die Emissionsfak-
toren von PM10-PM1, also der Anteil, der den Abrieben und der Aufwirbelung zuzuordnen
ist, in Regenstunden deutlich (ca. 50 %) geringer. Dies entspräche der an der B 10 in Re-
genstunden beobachteten starken Reduktion (siehe oben). Wie lange diese Minderung an-
hielt wurde nicht aufgezeigt. Der ermittelte Emissionsfaktor für PM1 war an der Weststraße
unabhängig vom Regen. Eine Diskussion dieser unterschiedlichen Tendenzen zwischen
Weststraße und Aathal wurde nicht durchgeführt. Da der Zeitraum der Messungen jeweils
die Winter- und Frühjahrsmonate umfasste (allerdings in verschiedenen Jahren) aber auch
die Verkehrsstärken ähnlich sind, sind möglicherweise die Unterschiede in den Verkehrssitu-
ationen (Aathal=HVS1, Weststraße=HVS3) oder in unterschiedlichen örtlichen Gegebenhei-
ten zu suchen.
Einfluss des Fahrbahnbelages und des Straßenzustandes
Über den Einfluss der Straßenbeschaffenheit auf die PMx-Emissionen liegen nur sehr we-
nige Untersuchungen vor. Neben den bereits angesprochenen Hinweisen aus den Daten-
auswertungen zur Lützner Straße in Leipzig (schlechter Straßenzustand) und des Projektes
für das Ministerium für Umwelt und Verkehr Baden Württemberg sei auf folgende Untersu-
chungen hingewiesen:
Dannis (1974) fand anhand von Untersuchungen zum Reifenabrieb, dass sich die Menge
und Größenverteilung von Reifenabrieb bei Asphaltfahrbahnen deutlich unterscheidet von
denen auf Betonfahrbahnen. Kleinere Partikel sind bei Asphalt häufiger vorhanden.
Lindgren (1998) setzte sich mit den Zusammensetzungen und Straßenabriebsmengen in
Zusammenhang mit Spikereifen in den nordischen Ländern auseinander. Emissionsfaktoren
differenziert nach Fahrbahnarten werden jedoch nicht angegeben.
Friedrich et al. (2004) schlussfolgerten aus der Auswertung von Messdaten und durchge-
führten Ausbreitungsberechnungen an einer innerstädtischen Straßenschlucht in der bran-
denburgischen Stadt Nauen, dass die dort durchgeführte Verbesserung des Straßenzustan-
des von mehrfach mit Asphalt geficktem Kleinpflaster zu einer durchgängig guten Asphalt-
decke unter den dort vorgelegenen Bedingungen zu einer Reduktion der PM10-Zusatzbe-
lastungen von ca. 50 % geführt hatte. Unter Berücksichtigung der längenmäßigen Anteile
des sanierten Abschnittes sowie der Lage dieser Bereiche innerhalb der Straßenschlucht
konnte geschlussfolgert werden, dass die PM10-Emission auf dem sanierten Stück um ca.
70 % zurückgegangen sein müsste.

Ingenieurbüro Lohmeyer
73
6
AUSWERTUNG AN SÄCHSISCHEN MESSSTATIONEN
Es wurden für Messstationen des sächsischen Luftschadstoffmessnetzes Datenauswertun-
gen durchgeführt. Der Schwerpunkt dieser Auswertung lag in Absprache mit dem Auftragge-
ber auf hoch belasteten Verkehrsmessstationen in Leipzig, Dresden und Görlitz. Unter zu-
sätzlicher Verwendung von Daten an Messstationen des städtischen Hintergrundes sowie
des großräumigen Hintergrundes werden die jeweiligen Konzentrationsbeiträge ermittelt.
Falls möglich wurden mittels NO
x
-Tracermethode bzw. durch Rückrechnung mit einem ge-
eigneten Ausbreitungsmodell PM10-Emissionsfaktoren abgeleitet und diskutiert.
Lützner Straße in Leipzig
Die Lützner Straße ist eine Hauptverkehrsstraße mit einem wochenmittleren Verkehrsauf-
kommen von ca. 29 000 Kfz/d und einem LKW-Anteil von ca. 4.2 % bis 4.5 %. Die Bebauung
ist beidseitig dicht. Eine Besonderheit ist der schlechte Zustand der Fahrbahn und der anlie-
genden Gehwege. Eine direkte Vorbelastungsmessung lag nur für zwei temporäre Mess-
kampagnen (Schillingstraße Ecke Merseburger Straße) vor. Hilfsweise wurden deshalb die
Konzentrationen an der ca. 3 km entfernt liegenden städtischen Hintergrundstation Leipzig-
West an die Konzentrationen der Vorbelastungsmessstelle angeglichen und als Hintergrund-
belastung verwendet. Der regionale Hintergrund wurde anhand der Daten an der Station
Collmberg abgeschätzt. Anhand der Datenauswertungen kann für das Jahr 2003 Folgendes
festgestellt werden:
Der PM10-Jahresmittelwert lag im Jahr 2003 (lufthygienisch ungünstiges Jahr) mit
46 μg/m³ deutlich über den ab 2005 einzuhaltenden Grenzwert von 40 μg/m³. An 132
Tagen wurde der Tagesgrenzwert von 50 μg/m³ überschritten. Im 12 Monatszeitraum
11/2003 bis 10/2004 wurde ein PM10-Jahresmittelwert von 38 μg/m³ gemessen und
64 Überschreitungen des Tagesgrenzwertes festgestellt
Der PM10-Jahresmittelwert setzte sich für beide Auswertezeiträume aus ca. 49 %
regionaler Vorbelastung (Station Collmberg), aus ca. 11 % bzw. 13 % städtischer Zu-
satzbelastung und aus ca. 38 % bzw. 40 % verkehrsbedingter Zusatzbelastung durch
die Lützner Straße zusammen.
Infolge der Verkehrsabnahme von werktags (Mo bis Fr) auf sonntags um ca. 36 %
sowie des Schwerverkehrs um 80 % ist eine Abnahme des PM10-Verkehrsbeitrages

Ingenieurbüro Lohmeyer
74
in der Lützner Straße um ca. 45 % bzw. 47 % zu verzeichnen. Diese Abnahme zeigt
auch der NO
x
-Verkehrsbeitrag.
Das Verhältnis PM10/NO
x
liegt für die Gesamtbelastung im Wochenmittel an der
Lützner Straße bei 0.31, in Leipzig-West bei 0.84 und am Collmberg bei 1.5. Für den
Verkehrsbeitrag liegt dieser Wert im Mittel bei 0.17.
Mittels NO
x
-Tracermethode wurden tagesmittlere PM10-Emissionsfaktoren bestimmt.
Dieser variieren im Laufe des Jahres zwischen ca. 0.05 und 0.2 g/(km
Fzg). Im Jah-
resmittel wurde für beide Messzeiträume ein Wert von 0.11 g/(km
Fzg) ermittelt.
Dieser ist etwa 5-mal größer als der mittels HBEFa2.1 berechenbare Auspuffemissi-
onsfaktor, aber auch deutlich niedriger, als in Lohmeyer (2001) aus der damaligen
vierwöchigen Messkampagne abgeleitet. Aufgrund der starken Abnahme des LKW-
Anteils am Sonntag ist er mit ca. 0.07 g/(km Fzg) ca. 40 % niedriger als an Werkta-
gen. Unter Annahme eines linearen Zusammenhanges zwischen PM10-Emissions-
faktor und LKW-Anteil konnte aus dem werktags/sonntags-Vergleich eine Differenzie-
rung des Gesamtemissionsfaktors für PKW (0.044 g/(km
PKW)) und LKW
(1.8 g/(km
LKW)) erfolgen. Die abgeleiteten PM10-Emissionsfaktoren für die beiden
Messzeiträume unterscheiden sich nicht relevant. Unter Berücksichtigung dieser
Emissionsfaktoren und der Fahrleistungen für PKW und LKW auf der Lützner Straße
werden die in der Lützner Straße vorliegenden PM10-Zusatzbelastungen im Wo-
chenmittel zu ca. 40 % von PKW und zu ca. 60 % von LKW verursacht. Da der Ver-
kehrsbeitrag der Immissionen im Wochenmittel bei ca. 40 % der Gesamtbelastung
liegt, so kann aus den abgeleiteten Daten ein PM10-Immissionsanteil infolge des
PKW-Verkehrs auf der Lützner Straße von ca. 16 % und infolge des LKW-Verkehrs
von ca. 24 % an der Gesamtbelastung abgeschätzt werden.
Mittels Rückrechnung mit dem 3dimensionalen Ausbreitungsmodell MISKAM wurde
ein jahresmittlerer PM10-Emissionsfaktor von 0.12 g/(km
Fzg) ermittelt. Dieser ver-
gleicht sich gut mit den aus der NO
x
-Tracermethode abgeleiteten.
Reduziert man die abgeleiteten PM10-Emissionsfaktoren um die Auspuffemissionen
entsprechend HBEFa 2.1 so ergibt sich für die Lützner Straße als Straße mit einem
schlechten Straßenzustand ein wochenmittlerer PM10-Emissionsfaktor von ca.
0.1 g/(km Fzg) für Abriebe und Aufwirbelung. Dieser liegt etwa doppelt so hoch, wie
der im Kapitel 8.2 für die vorliegende Verkehrssituation (LSA1) vorgeschlagene
PM10-Emissionsfaktor für eine entsprechende Straße im guten Zustand.

Ingenieurbüro Lohmeyer
75
An Werktagen mit Regen (Niederschlagssumme größer 0.1 mm) nimmt die PM10-
Gesamtbelastung um 28 % und die PM10-Zusatzbelastung um 27 % gegenüber der
mittleren Werktagskonzentration ab. Mit zunehmender Trockenheit steigt sowohl die
Gesamt- als auch die Zusatzbelastung und liegt z. B. am dritten trockenen Tag ca.
70 % (PM10-Gesamtbelastung) bzw. 60 % (Zusatzbelastung) höher als am Regen-
tag. Die mittels NO
x
-Tracermethode abgeleiteten PM10-Emissionsfaktoren zeigen im
Jahr 2003 für Tage mit Niederschlagsmengen größer 0.1 mm mit ca. 8 % relativ ge-
ringe Abnahmen. Diese ist deutlich geringer als die Reduktion der Zusatzbelastung.
Der Einfluss der an Regentagen günstigeren Ausbreitungsverhältnisse (z. B. durch
höhere Windgeschwindigkeiten) auf die Konzentrationen scheint damit größer zu sein
als die Reduktion der Partikelemissionen durch die feuchte Bindung des Staubes
bzw. des Wegspülens von Straßenstaub. (Hinzuweisen ist allerdings auf möglicher-
weise zusätzliche Effekte (z. B. Einfluss der Bedingungen an Regentagen auf die
Messtechnik, eventuelles Ausspülen von Staub aus der Atmosphäre), die sich durch
die verwendete NO
x
-Tracermethode in den abgeleiteten Emissionsfaktoren niederge-
schlagen haben könnte. Diese Prozesse bzw. Einflüsse sind bisher nicht verstanden
bzw. quantifizierbar, sodass die hier dargestellten Emissionseffekte des Regens mit
größeren Unsicherheiten behaftet sind.) Bei täglichen Niederschlagsmengen größer
1 mm sind Reduktionen in den Emissionen um ca. 16 % zu beobachten, bei mehr als
2 mm von ca. 20 %. Es deutet sich mit zunehmender Trockenheit eine Zunahme der
PM10-Emissionen an. Bereits am Tag nach dem Regen sind z. B. im Jahr 2003 die
Emissionen höher als am mittleren Werktag. Am zweiten trockenen Tag nach dem
Regenereignis ist der abgeleitete Emissionsfaktor im Mittel etwa 14 % höher als am
mittleren Regentag bzw. 12 % höher als am mittleren Werktag ist. Dies sollte jedoch
in der Größenordnung des Fehlers bei der Bestimmung der Emissionsfaktoren liegen.
Im Auswertezeitraum 11/03 bis 10/04 werden ähnliche Tendenzen beobachtet wie im
Jahr 2003. Insgesamt scheint der Einfluss des Niederschlages auf die tagesmittleren
PM10-Emissionen
mit kleiner 20 % eher gering zu sein.
Schlesischer Platz und Bergstraße in Dresden
Die Messstation Dresden-Nord (Schlesischer Platz) befindet sich ca. 20 m von der Kreuzung
Antonstraße/Hansastraße/Hainstraße entfernt in der Antonstraße. Ca. 20 000 Kfz (LKW-An-
teil ca. 6 % befahren diese einseitig bebaute Straße pro Tag. Die Bergstraße ist eine Haupt-
verkehrsstraße mit einem Verkehrsaufkommen von ebenfalls ca. 20 000 Kfz/d aber einem
deutlich höheren LKW-Anteil von ca. 13 %. Die Bebauung im Bereich des temporären Mess-

Ingenieurbüro Lohmeyer
76
containers ist beidseitig dicht. Eine Besonderheit stellt hier die ca. sechsprozentige Längs-
neigung dar.
Direkte Vorbelastungsmessungen lagen für beide Verkehrsstationen nicht vor. Hilfsweise
wurden die Konzentrationen an der ca. 2 bis 3 km entfernt liegenden städtischen Hinter-
grundstation Dresden-Mitte (Postplatz) als Vorbelastung verwendet. Der regionale Hinter-
grund wurde anhand der Daten an der Station Radebeul-Wahnsdorf abgeschätzt. Anhand
der Datenauswertungen kann für das Jahr 2003 (Dresden-Nord) bzw. für den Zeitraum Feb-
ruar bis August 2003 (Bergstraße) Folgendes festgestellt werden:
Der PM10-Jahresmittelwert lag in Dresden Nord mit ca. 42 μg/m³ bzw. an der Berg-
straße mit 45 μg/m³ über den ab 2005 einzuhaltenden Grenzwert von 40 μg/m³. An
92 Tagen (Dresden-Nord) bzw. 53 Tagen (Bergstraße) wurde der Tagesgrenzwert
von 50 μg/m³ überschritten.
Der PM10-Jahresmittelwert setzte sich in Dresden-Nord aus ca. 64 % regionaler
Vorbelastung (Radebeul-Wahnsdorf), aus ca. 24 % städtischer Zusatzbelastung
(Station Dresden-Mitte minus Radebeul-Wahnsdorf) und aus ca. 12 % verkehrsbe-
dingter Zusatzbelastung durch die Hauptstraßen im Nahbereich der Station Dresden-
Nord zusammen. An der Verkehrsmessstation Dresden-Bergstraße beträgt der Anteil
der regionalen Hintergrundbelastung (Radebeul-Wahnsdorf) ebenfalls ca. 64 %, der
Anteil der städtischen Hintergrundbelastung an der Gesamtbelastung liegt unter Be-
rücksichtigung der Ausführungen zur Repräsentativität der Station Dresden-Mitte für
die Bergstraße sicherlich unter 87 %. Es muss hierbei zusätzlich noch der einge-
schränkte Auswertezeitraum bei der Bergstraße beachtet werden.
An den 4 Messstationen ist eine deutliche Abnahme sowohl der PM10- als auch der
NO
x
-Konzentrationen von werktags auf sonntags zu verzeichnen. Die Abnahme der
durch den Verkehr induzierten PM10-Konzentrationen von werktags auf sonntags
liegt z. B. an der Verkehrsmessstation Dresden-Nord für PM10, bei ca. 50 %, für die
NO
x
-Konzentration bei ca. 40 %.
Das Verhältnis von PM10/NO
x
beträgt im Wochenmittel an der Station Dresden-Nord
ca. 0.4, in Dresden-Mitte ca. 0.70 und in Radebeul-Wahnsdorf ca. 1.1. Damit sind
diese Werte vergleichbar mit den für die entsprechenden Stationsklassen gefunde-
nen Werten.

Ingenieurbüro Lohmeyer
77
Mittels Rückrechnung mit dem 3dimensionalen Ausbreitungsmodell MISKAM wurde
für die Bergstraße ein jahresmittlerer PM10-Emissionsfaktor von 0.2 g/(km
Fzg) er-
mittelt. Es sei darauf hingewiesen, dass dieser Wert aufgrund der Unsicherheit in der
Vorbelastungsbestimmung, durch die Verwendung der Winddaten an der Station
Großer Garten, welche zwar repräsentativ für das Stadtgebiet Dresden sind aber
nicht im gleichen Zeitraum wie die Immissionsmessungen aufgenommen worden,
sowie durch den eingeschränkten Messzeitraum mit Unsicherheiten behaftet ist. Eine
Verbesserung der Datensicherheit ist nur möglich, wenn nach Wiederinbetriebnahme
der Bergstraße PM10- und gleichzeitig NO
x
-Messungen in der Bergstraße und im
Hintergrund durchgeführt werden, einschließlich der Aufnahme repräsentativer Wind-
daten, und dann diese Messdaten mittels NO
x
-Tracermethode und Rückrechnung mit
MISKAM analysiert werden.
Die Ableitung von repräsentativen straßenbezogenen Emissionsfaktoren am Standort
Dresden-Nord war nicht möglich. Das liegt daran, dass die am Messstandort auftre-
tenden Konzentrationen aufgrund der Nähe zur Kreuzung von mehreren stark befah-
renen Straßen mit unterschiedlichen LKW-Anteilen und Verkehrssituationen sowie
der sehr komplexen Bebauungsstruktur sowie möglicherweise weiteren Quellen
(Bahnhof-Neustadt, Parkplatz, Straßenbahn) beeinflusst sind. Eine Abschätzung der
Einzelbeiträge der Konzentrationen ist nur über komplexe statistische Auswertungen
von Konzentrationen, deren Inhaltsstoffanalysen und Größenverteilungen (sog. Fin-
gerprints möglich). Dazu läuft im LfUG ein separates Forschungsprojekt (Gerwig,
2004).
Zeppelinstraße in Görlitz
Die Zeppelinstraße (B 115) stellt eine wichtige Verbindungsstraße zwischen der B 6 (Zubrin-
ger zur A 4) und dem Stadtzentrum von Görlitz dar. Sie weist eine Längsneigung von 2 %
auf. Beidseits befinden sich ca. 2.5 m breite Gehwege, die in einem relativ schlechten Zu-
stand sind. Der Fahrbahnbelag ist Asphalt, in dem einige geflickte Löcher sowie einige Risse
vorhanden sind. Die Straße weist im Bereich des Messcontainers beidseitig lockere Bebau-
ung auf. Das Verkehrsaufkommen liegt bei ca. 25 000 Kfz/Tag. In ca. 50 m Entfernung von
der Messstelle befindet sich eine Lichtsignalanlage. Eine Vorbelastungsmessung lag nicht
vor. Hilfsweise wurde die jahresmittlere Vorbelastung anhand der Daten aus dem Pro-
grammsystem IMMIKART abgeschätzt. Anhand der Datenauswertungen kann für die aus-
gewerteten Bezugsjahre 200 bis 2002 Folgendes festgestellt werden:

Ingenieurbüro Lohmeyer
78
Der PM10-Jahresmittelwert lag mit ca. 30 bis 34 μg/m³ deutlich unter dem ab 2005
einzuhaltenden Grenzwert von 40 μg/m³. Allerdings ist z. B. im Jahr 2002 der Tages-
grenzwert von 50 μg/m³ deutlich überschritten.
Der PM10-Jahresmittelwert setzte sich aus ca. 50 % bis 60 % städtischer Vorbelas-
tung (regionaler Hintergrund plus städtische Zusatzbelastung) und ca. 40 bis 50 %
verkehrsbedingter Zusatzbelastung durch die Zeppelinstraße zusammen.
Infolge der Verkehrsabnahme von werktags (Mo bis Fr) auf sonntags ist eine Ab-
nahme des PM10-Konzentrationen um ca. 20 % und der NO
x
-Konzentrationen um ca.
40 % zu verzeichnen.
Das Verhältnis PM10/NO
x
liegt für die Gesamtbelastung im Wochenmittel an der
Zeppelinstraße bei 0.40.
Mittels NO
x
-Tracermethode wurden für das Bezugsjahr 2002 PM10-
Gesamtemissionsfaktoren von 0.18 bis 0.25 g/(km
Fzg) abgeschätzt. Mittels Rück-
rechnung mit dem Ausbreitungsmodell PROKAS wurden Emissionsfaktoren zwischen
0.17 und 0.19 g(km
Fzg) abgeleitet. Dies vergleicht sich gut mit den aus der NO
x
-
Tracermethode bestimmten. Nur ca. 15 bis 19 % davon lassen sich mittels Auspuff-
emissionen nach HBEFa2.1 erklären. Der überwiegende Anteil muss deshalb auch
hier den nicht auspuffbedingten PM10-Emissionen zugeordnet werden.
Die
Tab. 6.1
fasst die wesentlichsten Kenngrößen der zuvor genannten Datenauswertungen
zusammen.

Ingenieurbüro Lohmeyer
79
Leipzig
Lützner Straße
Dresden-
Nord
Dresden
Bergstr.
Görlitz
Zeppelinstr.
Messzeitraum
2003
11/03 - 10/04
2003
2/03 - 8/03
2002
DTV [Kfz/d] (Mo-So)
28 900
28 300
19 700
18 600
24 900
SV >3.5 t [%] (Mo-So)
4.2
4.5
5.8
13.1
4.9
PM10-JM [μg/m³] 46 38 42 45 34
Anzahl Überschreitungen
TMW>50 μg/m³
132 64 92 53 54
Anteil regionale VB [%]
49
49
64
64
-
Anteil städtische ZB [%]
13
11
14
<13
-
Anteil Verkehrsbeitrag [%]
38
40
22
>23
ca. 50
Abnahme PM10-ZB von
Werktag auf Sonntag [%]
45
47
50
>50
-
PM10-GB/NO
x
-GB (Mo-So)
0.31
0.31
0.4
-
0.4
PM10-städtischer Hinter-
grund/NO
x
-städtischer
Hintergrund (Mo - So)
0.84
0.7
0.7
-
PM10-regionaler Hinter-
grund/NO
x
-regionaler
Hintergrund (Mo - So)
1.5
1.1
1.1
-
PM10-E-Faktor-Gesamt aus
NO
x
-Tracer [g/(km Fzg)]
0.11
0.11
-
-
0.18 - 0.25
PM10-E-Faktor-Gesamt aus
Rückrechnung [g/(km Fzg)]
0.12
-
0.19
0.17 - 0.19
PM10-E-Faktor-Auf/Ab aus
NO
x
-Tracer [g/(km Fzg)]
0.09
0.09
-
-
0.15 - 0.22
PM10-E-Faktor-Auf/Ab aus
Rückrechnung [g/(km Fzg)]
0.09
-
0.13
0.14 - 0.16
Tab. 6.1: Statistische Kenngrößen abgeleitet aus den Datenauswertungen an sächsischen
Messstationen

Ingenieurbüro Lohmeyer
80
Aerosolmessungen in Leipzig
Das Institut für Troposphärenforschung Leipzig (IfT) führte Aerosolmessungen in der Eisen-
bahnstraße (Straßenschlucht), auf dem Gelände des Institutes (städtischer Hintergrund) und
in Melpitz (regionaler Hintergrund) durch. Diese Daten wurden vom IfT aufbereitet und im
Rahmen des vorliegenden Projektes zur Verfügung gestellt.
Die Eisenbahnstraße ist eine Hauptverkehrsstraße mit einem Verkehrsaufkommen von ca.
20 000 Kfz/d und einem LKW-Anteil von ca. 3 %. Die Bebauung ist beidseitig dicht. Eine di-
rekte Vorbelastungsmessung lag nicht vor. Hilfsweise wurden die Konzentrationen an der
städtischen Hintergrundstation auf dem Gelände des IfT als Vorbelastung verwendet. Der
regionale Hintergrund wurde anhand der Daten an der Station Melpitz abgeschätzt. Anhand
der Datenauswertungen kann für das Jahr 2003 Folgendes festgestellt werden:
Die Partikelanzahlkonzentrationen hängen sehr stark von der Partikelgröße ab. Die
Messwerte variieren über 4 Größenordnungen. Die meisten Partikel sind bei allen
Stationen in der Größenklasse 10 bis 100 nm (Aitken mode) zu finden. Hier sind ca.
73 % der Gesamtpartikelanzahl vertreten. Partikel im accumulation mode (100 bis
750 nm) tragen zu ca. 16 % zur Gesamtpartikelanzahl bei, Partikel im nucleation
mode (3 bis 10 nm) etwa zu 11 %. Grobe Partikel (> 1 μm) sind nur in geringer An-
zahl zu finden.
Betrachtet man die Differenz zwischen Eisenbahnstraße und IfT, dann zeigt auch
diese Zusatzbelastung eine ähnliche Anzahlverteilung wie die Gesamtbelastung.
Auch hier liegt das Maximum im aitken mode (ca. 74 %). Im accumulation mode fin-
den sich ca. 12 % und im nucleation mode ca. 14 % der Partikel.
Für die Zusatzbelastungen (d. h. Konzentrationen an Station Eisenbahnstraße minus
IfT) von NO
x
und Partikelanzahlen der Durchmesser 10 bis 100 nm (aitken mode)
wird mit R
2
=0.66 die beste Korrelation festgestellt. Die Korrelation im nucleation mode
(3 bis 10 nm) ist mit R
2
=0.53 nur geringfügig schlechter. Im accumulation mode (100
bis 750 nm) nimmt das Bestimmtheitsmaß deutlich auf R
2
=0.24 ab. Dies ist ein deutli-
cher Hinweis darauf, dass die Auspuffpartikel im Wesentlichen den ultrafeinen Parti-
keln zugeordnet werden können.
Der Verlauf der Wochengänge der Konzentrationen kann Hinweise auf Quellzuord-
nung (PKW, LKW) und Minderungspotenzial geben. Deshalb wurden die Wochen-

Ingenieurbüro Lohmeyer
81
gänge der NO
x
-und Partikelanzahlzusatzbelastungen erstellt. Es kann dabei festge-
stellt werden, dass die NO
x
-Zusatzbelastungen in der Eisenbahnstraße infolge der
Verkehrsabnahme von werktags ca. 20 000 Kfz/d auf sonntags ca. 10 000 Kfz/d und
insbesondere aufgrund der Abnahme der LKW-Fahrleistung um 75 % sonntags auf
ca. 50 % der mittleren werktäglichen NO
x
-Zusatzbelastung absinken. Die Gesamtpar-
tikelzusatzbelastung sinkt von werktags auf sonntags sogar um ca. 80 %. Dies korre-
liert gut mit der o. g. Abnahme der LKW-Fahrleistung und weist bei den Partikelan-
zahlen auf die Dominanz der Emissionen infolge der (dieselbetriebenen) LKW hin.
Die Unsicherheit bei der Bestimmung der Zusatzbelastung für Partikelanzahlen im
accumulation mode ist relativ groß. Darauf weisen die häufig negativen Zusatzbelas-
tungen hin.
Mittels NO
x
-Tracermethode konnte für die Eisenbahnstraße im Zeitraum 17.10. bis
31.12.2003 ein Partikelanzahlemissionsfaktor von ca. 1.4 10
14
Partikel/(km Fzg) ab-
geleitet werden.

Ingenieurbüro Lohmeyer
82
7
FAZIT AUS DER LITERATURRECHERCHE ZUM STRASSENVERKEHR
Die Recherche hat gezeigt:
Massebezogene Betrachtungen:
1. Über die Relevanz nicht auspuffbedingten PM10-Emissionen gibt es mittlerweile in der
wissenschaftlichen Gemeinschaft Konsens. Wesentlich sind hierbei die Komponenten
Reifen-, Brems- und Straßenabrieb sowie Wiederaufwirbelung (Resuspension) von
Straßenstaub. An vermessenen niederländischen Straßen scheinen nur Abriebe, nicht
aber die Resuspension von Straßenstaub relevant zu sein. Dies stellten Keuken et al.
(1999) fest, in dem sie mittels Emissionsfaktoren aus dem nationalen Emissionskataster
für Auspuff, Reifen-, Brems- und Straßenabrieb PM10-Immissionen berechneten und
diese mit Konzentrationsmessungen verglichen. Allerdings liegen die auspuffbedingten
Emissionsfaktoren der holländischen Emissionsdatenbank für das betrachtete Bezugs-
jahr 1997 etwa doppelt so hoch wie die aus dem (deutschen) Handbuch für Emissions-
faktoren.
2. PM10-Emissionsmodelle für nicht auspuffbedingte Partikel sind nach unseren
Erkenntnissen derzeit in den USA (EPA-Modell), Norwegen (VLUFT-Modell), Schweden
(SMHI-Modell) und Deutschland (mod. EPA-Modell) im Einsatz. In der Schweiz werden
aus detaillierten Messungen an sechs Straßen mit unterschiedlichen Verkehrssituatio-
nen abgeleitete Emissionsfaktoren zur Beschreibung der Emissionen infolge Aufwirbe-
lung und Abrieb benutzt. In anderen Ländern wird entweder das EPA-Modell verwendet
oder die Emissionen aus dem Verhältnis zwischen PM10 und NO
x
-Immissionen abge-
leitet.
3. Die Streubreiten der Abweichungen zwischen Messdaten und den Emissionsfaktoren
aus dem modifizierten EPA-Modell sind groß. Im Wesentlichen werden die nicht aus-
puffbedingten Emissionen vor allem im Bereich kleiner Emissionsfaktoren überschätzt,
im Bereich hoher Emissionsfaktoren (bei gering verfügbaren Datenkollektiv) eher unter-
schätzt.
4. Die US-EPA entwickelte in den letzten zwei Jahren ihr Modell dahingehend weiter, dass
der Einfluss von Regen berücksichtigt wird und weiterhin eine Separation der PM10-
Quellanteile Auspuff, Reifen- und Bremsabrieb und ,,Rest’’ für amerikanische Verhält-
nisse möglich ist.

Ingenieurbüro Lohmeyer
83
5. Sowohl VLUFT in Norwegen als auch das schwedische Modell berücksichtigen einen
geschwindigkeitsabhängigen Term, um die Staubaufwirbelung zu beschreiben. Das
EPA-Modell weist diese Abhängigkeit nicht auf. Hier werden die Staubbeladung der
Straße, das Gewicht der Fahrzeugflotte und die Regenhäufigkeit als Parameter verwen-
det. Die Schweizer Emissionsfaktoren differenzieren nach den Verkehrssituationen des
Handbuches für Emissionsfaktoren.
6. Der Einfluss des Regens auf die PM10-Emission scheint aufgrund der neuen Untersu-
chungen deutlich geringer zu sein, als dies 2001 angenommen wurde. Die US-EPA geht
nur noch von ca. 25 % Minderung an Regentagen aus, andere Untersuchungen (z. B.
Schulze, 2002) zeigen noch geringere bis gar keinen Einfluss auf die PM10-Emissionen.
Die Auswertung der Daten an der B 10 in Karlsruhe (Lohmeyer, 2004) weist an Werkta-
gen mit Regen auf eine Abnahme der Emissionsfaktoren von ca. 40 % hin, an Sonnta-
gen mit Regen von ca. 10 %. Gehrig et al. (2003) fanden an einer Straße keine Ab-
nahme der Emissionsfaktoren in Regenstunden und an einer anderen Straße ca. 50 %
Reduktion für den Anteil PM10-PM1.
7. Trockene Straßenreinigung scheint entsprechend amerikanischer Untersuchungen
(TRAKER-Messungen) keinen bzw. kurzzeitig sogar einen negativen Einfluss auf die
Höhe der PM10-Emissionsfaktoren zu haben (Etyemezian et al., 2003b; Kuhns et al.,
2003).
8. Lohmeyer (2001) erläuterten, dass das SMHI-Modell aus Schweden wegen der dortigen
Spikereifen für die mitteleuropäischen Verhältnisse nicht anwendbar ist. Brandt et al.
(2002) zeigten auf, dass die Berechnung der PM10-Emissionen aus PM10/NO
x
-Verhält-
nissen zu deutlich unsicheren Ergebnissen führt als die Anwendung des modifizierten
EPA-Modells.
9. In den großen europäischen Emissionsdatenbanken, aber auch im amerikanischem
Emissionsmodell MOBILE6, sind Emissionsfaktoren für Brems- und Reifenabrieb und
z. T. für Straßenabrieb differenziert nach verschiedenen Fahrzeugklassen aber auch
Partikelgrößenklassen enthalten. Im neuesten Entwurf von CORINAIR ist dabei für Rei-
fen- und Bremsbelag auch eine Differenzierung nach Fahrzeuggeschwindigkeiten und
bei LKW vom Beladungsgrad angegeben. Die Unsicherheit in den Daten ist aufgrund
des begrenzt zur Verfügung stehenden Datenmaterials eher groß. Dies zeigt sich auch
daran, dass sich trotz der im Wesentlichen gleichen Datengrundlagen die angesetzten

Ingenieurbüro Lohmeyer
84
Emissionsfaktoren z. B. zwischen CORINAIR und RAINS zum Teil deutlich unterschei-
den.
10. Gezielte Messungen zum Einfluss des Straßenzustandes bzw. der Art des
Fahrbahnbelages auf die PMx-Emission liegen bisher nicht vor. Von verschiedenen Au-
toren werden allerdings Hinweise über einen möglichen großen Einfluss gegeben. So
zeigten Lohmeyer (2003b) für eine Innerortsstraße in Brandenburg, dass beim Übergang
von geflicktem Kleinpflaster auf Asphalt eine deutliche PM10-Reduktion beobachtet
werden konnte. Lohmeyer (2003a) wiesen allerdings auch durch Messungen an der Göt-
tinger Straße in Hannover nach, dass die Staubbeladung dieser Straße trotz des dort
vorliegenden guten Straßenzustandes höher lag, als für die Lützner Straße in Leipzig mit
einem sehr schlechten Belag. Dies unterstützt die von einigen Autoren geäußerte starke
Kritik an der bisher als wichtiger Parameter verwendeten Staubbeladung im PM10-
Emissionsmodell.
11. PM10- und PM2.5- bzw. PM1-Emissionsfaktoren liegen in einem größeren Umfang vor,
als dies im Jahr 2001 der Fall gewesen ist. Es sind auch durch ein Forschungsprojekt
der Bundesanstalt für Straßenwesen (Lohmeyer, 2004) PM10-Messungen und daraus
abgeleitete Emissionsfaktoren für Autobahnen und Außerortsstraßen bekannt. In diesem
Forschungsprojekt wurde ein Vorschlag für die nicht auspuffbedingten PM10-Emissi-
onsfaktoren für solche Straßentypen erarbeitet. Diese Emissionsfaktoren für Autobah-
nen liegen deutlich niedriger als durch das modifizierte EPA-Modell angenommen.
Anzahlbezogene Betrachtungen:
12. Detaillierte Untersuchungen von verschiedenen Messkampagnen zu den Partikelanzahl-
verteilungen und -emissionsfaktoren werden in der Literatur beschrieben.
13. In Tunneln dominieren dabei die Partikel in der Größenklasse 0.1 bis 1 μm. In der Frak-
tion 2.5 bis 10μm wurden die geringsten Anzahlkonzentrationen bestimmt. Partikel, die
für Reifenabrieb und/oder Resuspension typisch sind, wurden dort nur in geringen Men-
gen gefunden.
14. Messergebisse zeigen, dass der Verkehr vor allem im Nanopartikelbereich (D <30 nm)
eine sehr hohe Partikelanzahl emittiert. Diese Partikel entstehen durch homogene
Nukleation, d. h. wenn das Fahrzeugabgas direkt nach der Auspuffemission sehr rasch
durch die Umgebungstemperatur abgekühlt wird.

Ingenieurbüro Lohmeyer
85
15. Im Akkumulationsmode (50 bis 300 nm) liegt eine weitere wichtige Emissionsquelle.
Diese besteht zu einem erheblichen Anteil aus Rußpartikeln, welche sehr oft Dieselmo-
toren zugeordnet werden können.
16. Die Partikelanzahlkonzentrationen und Emissionsfaktoren zeigen im Coarse Mode (1 bis
10 μm) einen Tagesgang. Dieser wurde durch die entsprechenden Autoren mit Abrieben
und Resuspension begründet.
17. Die in der Literatur angegebenen Partikelanzahl-Emissionsfaktoren zeigen im Wesentli-
chen die gleiche Größenordnung. Unterschiede können durch verschiedene Messberei-
che, verkehrliche Einflussfaktoren und die räumliche Situation (Freiland, Tunnel, Stra-
ßenschlucht) erklärt werden.

Ingenieurbüro Lohmeyer
86
8 BEWERTUNG DER VERFÜGBAREN ANSÄTZE UND EMPFEHLUNG FÜR
DAS VORGEHEN IM EMISSIONSKATASTER SACHSEN
Bevor eine Empfehlung für ein PM10-Emissionsmodell gegeben wird werden die aus der
Literaturrecherche extrahierten Ansätze und Modelle mit den vorhandenen Emissions-
faktoren verglichen, um die Güte der Ansätze zu prüfen. Hierbei sollen im Wesentlichen
folgende Fragen beantwortet werden:
1. Sollte weiter auf Basis des modifizierten EPA-Modells gearbeitet und dies ggf.
besser angepasst werden? Z. B. durch die Modifizierung der Staubbeladungen
bzw. Fahrzeuggewichte oder durch die Übernahme des neuen USEPA-Ansatzes,
die Reifen- und Bremsabriebe mittels Emissionsfaktoren separat zu betrachten.
2. Kommt man zur Beschreibung der PM10-Emissionen mit der Summe aus
Auspuffemissionen und den Abriebsemissionsfaktoren (Reifen-, Brems- und
Straßenabrieb) aus europäischen Emissionsdatenbanken aus?
3. Führt der Modellansatz nach VLUFT zu genaueren Ergebnissen als der nach
modifizierter EPA-Formel?
4. Stellen die von der EMPA (Gehrig et al., 2003) gefundenen verkehrssituations-
differenzierten Abriebs- und Aufwirbelungsemissionsfaktoren für leichte Fahr-
zeuge und Schwerverkehr eine bessere Alternative zur Beschreibung der nicht
abgasbedingten Partikelemissionen dar?
8.1 Bewertung der Modellansätze
8.1.1 Modifiziertes EPA-Modell
Das modifizierte-EPA-Modell (siehe Abschnitt 5.4.1) weist von seiner physikalischen Formu-
lierung her trotz der an damals vorhandene Messdaten durchgeführten Anpassung deutliche
Schwächen auf. Die größte ist die dort verwendete PM75-Staubbeladung der Straße als we-
sentliche Einflussgröße für die PM10-Emissionsrate, die zumindest für befestigte Straßen
unter mitteleuropäischen Verhältnissen nicht als primäre Einflussgröße angesehen werden
kann (siehe z. B. Lohmeyer, 2001; Lohmeyer, 2003; Venkatram, 2000; Fitz, 2001). Auch ist
die für die Anwendung des mEPA-Modells eigentlich notwendige Bestimmung der Staubbe-
ladung nicht praktikabel, da sehr aufwendig und bei kurzen Messzeiträumen möglicherweise

Ingenieurbüro Lohmeyer
87
nicht repräsentativ. Die Streuung der realen Messwerte um bisher verwendete Standard-
werte ist dagegen groß, wie bisher vorliegende Messungen an Innerortsstraßen gezeigt ha-
ben. Auch erweist sich die in diesem Modellansatz fehlende Abhängigkeit der nicht auspuff-
bedingten PM10-Emissionsfaktoren von den Fahrzeuggeschwindigkeiten (besser noch von
Verkehrssituationen) als starke Einschränkung. Mehrere Untersuchungen deuten auf ent-
sprechende starke Abhängigkeiten hin. Die in der
Tab. A1.1
systematisierten Emissionsfak-
toren deuten ebenfalls auf solch eine Abhängigkeit hin.
Es wird deshalb vorgeschlagen, für die Anwendung im Emissionskataster Sachsen nicht das
modifizierte EPA-Modell zu verwenden oder zu verbessern, sondern im Sinne einer hier not-
wendigen schnellen, pragmatischen und praktikablen Lösung einen davon unabhängigen
Ansatz zu wählen. Mögliche Alternativen werden in den folgenden Kapiteln diskutiert.
8.1.2 PM10-Abriebsemissionen aus europäischen Emissionsdatenbanken
Es soll geprüft werden, ob mit einem Ansatz, die PM10-Emissionsfaktoren durch die Summe
aus Auspuffemissionsfaktor und Abriebsemissionsfaktoren aus CORINAIR bzw. RAINS zu
berechnen, die aus Immissionsmessungen abgeleiteten PM10-Gesamtemissionsfaktoren
(
Tab. A1.1
) beschrieben werden können.
Reifen- und Bremsabrieb wird vom aktuellen Entwurf von CORINAIR (2003) übernommen.
Als Beladungsgrad der LKW wird von 50 % ausgegangen. Straßenabrieb ist im neuen Ent-
wurf von CORINAIR nicht enthalten. Hier werden die Emissionsfaktoren aus RAINS verwen-
det. Da in RAINS keine Unterscheidung in Innerorts/Außerorts/Autobahn gemacht wird, wird
hilfsweise mit den gleichen Differenzierungen entsprechend der Fahrzeuggeschwindigkeiten
gearbeitet wie bei Reifenabrieb im neuesten Entwurf von CORINAIR. Als Auspuffemissionen
werden die ebenfalls in
Tab. A1.1
aufgeführten verwendet. Die
Abb. 8.1
zeigt den Vergleich
der mittels o. g. Auspuff- und Abriebsemissionsfaktoren berechneten mit den aus Immissi-
onsmessdaten abgeleiteten PM10-Gesamtemissionsfaktoren (
Tab. A1.1
) für die Daten mit
Qualitätsklasse A und B. Zum Vergleich sind die mittels modifiziertem EPA-Modell berech-
neten Emissionsfaktoren und die von den Autoren angegebenen bzw. mittels Handbuch für
Emissionsfaktoren berechneten Auspuffemissionen mit dargestellt.
Es zeigt sich, dass unter Berücksichtigung der Abriebsemissionen die aus den Messdaten
abgeleiteten Emissionsfaktoren erwartungsgemäß besser reproduziert werden können als
wenn nur die Auspuffemissionen einbezogen werden würden. Im Bereich bis etwa 0.07 g/km

Ingenieurbüro Lohmeyer
88
der aus Messdaten abgeleiten Emissionsfaktoren geben diese Emissionsfaktoren in der
Tendenz die Messdaten besser wieder als das modifizierte EPA-Modell, welches dort die
größten Abweichungen (z.T. deutliche Überschätzung) aufweist.
Emissionsfaktoren Außerorts und Innerorts
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
0.35
0.40
0.45
0.50
0.55
0.60
0.00 0.03 0.06 0.09 0.12 0.15 0.18 0.21 0.24 0.27 0.30 0.33 0.36 0.39 0.42 0.45
PM10-Emissionsfaktor-Gesamt [g/(km Fzg)] aus Messdaten
PM10 [g/(km Fzg)] berechnet
nur Auspuff
Auspuffem.+Abriebe (CORINAIR)
mod.EPA-Modell
x=y
Nauen/Berliner Str.(1998)
L./Lützner Str.
Nauen/Berliner Str.(2001)
K./Jagtvej
K./Westring
H./Göttinger Str.
B./Schildhornstr.
B10
Abb. 8.1: Vergleich der mittels Auspuff- und Abrieb (CORINAIR) bzw. mit dem modifizierten
EPA-Modell berechneten PM10-Gesamtemissionsfaktoren mit den aus Messdaten
abgeleiteten Gesamtemissionsfaktoren. Erläuterung siehe Text.
Zu diesen Messpunkten gehören z. B. Autobahnmesspunkte sowie Tunnelstrecken, aber
auch Innerortsstraßen wie der Westring und die Schildhornstraße. Ab einem aus Messdaten
abgeleiteten PM10-Emissionsfaktor größer ca. 0.08 g/km unterschätzen die angesetzten
Abriebsemissionsfaktoren inkl. Auspuffemission die aus Messdaten abgeleiteten Emissions-
faktoren in der Tendenz deutlich. Diese Unterschätzung nimmt mit ansteigenden Emissi-
onsfaktor deutlich zu. Ausnahme ist der Hohlbeinplatz. Straßen mit schlechtem Straßenzu-
stand (Lützner Straße und Berliner Straße) werden ebenfalls stark unterschätzt.
Die Verwendung eines solchen Ansatzes würde somit für einige Straßen mit niedrigen
PM10-Emissionsfaktor eine Verbesserung gegenüber dem mEPA-Modell darstellen. Für
Emissionsfaktoren ab ca. 0.08 g/(km
Fzg), wäre im Mittel eine deutliche Unterschätzung zu

Ingenieurbüro Lohmeyer
89
verzeichnen. Dieser Ansatz beschreibt somit die vorliegenden PM10-Emissionsfaktoren nicht
ausreichend. Ursachen können in der ungenügenden Kenntnis der genauen Höhe der Ab-
riebsemissionen (insbesondere Straßenabrieb) und in der nicht berücksichtigten Widerauf-
wirbelung von Straßenstaub liegen. Dieser Ansatz ist somit nicht ausreichend genau.
8.1.3 VLUFT-Modell
Das VLUFT-Modell (Abschnitt 5.4.4) berücksichtigt die nicht auspuffbedingten Emissionen
über einen Anteil Straßenabrieb (PM2.5) und einem vom LKW-Anteil und Fahrzeugge-
schwindigkeit abhängigen (Resuspensions-) Term (a+b*LKW-Anteil), welcher mit den Aus-
puffemissionen aus den für die Verifizierung verwendeten Referenzsituationen skaliert wird.
(Die Faktoren zur Beschreibung der Spikereifen- und des Nässeeinflusses werden im Fol-
genden auf eins gesetzt.) Die LKW- und Geschwindigkeitsabhängigkeit wurde von den Mo-
dellentwicklern empirisch aus der Analyse von Messdaten abgeleitet. Emissionsfaktoren für
Straßenabrieb PM2.5 werden von Gustafsson (2001) nicht angegeben, ebenso nicht die
Auspuffemissionen in Referenzemissionen. Um dennoch einschätzen zu können, wie dieses
Modell zumindest qualitativ die PM10-Emissionsfaktoren wiedergibt wurden folgende An-
nahmen getroffen: Der direkte Anteil Straßenabrieb (PM2.5) wurde aus der RAINS-Daten-
bank entnommen (siehe Abschnitt 5.5.1). Statt der (unbekannten) Auspuffreferenzemissio-
nen wurde der jeweilige Auspuffemissionsfaktor für die betrachtete Straße angesetzt. Die
Parameter a, b und Vref wurden unverändert übernommen. Die mit diesem Ansatz (=VLUFT)
berechneten Emissionsfaktoren sind in der
Abb. 8.2
den aus den Messdaten abgeleiteten
gegenübergestellt.
Es ist festzustellen, dass das VLUFT-Modell ähnlich hohe Streuung um die Messdaten be-
rechnet wie das modifizierte EPA-Modell. Insbesondere bei niedrigen Emissionsfaktoren ist
eine sehr hohe Überschätzung zu verzeichnen, die deutlich über der des modifizierten EPA-
Modells liegt. Dies betrifft hier im Wesentlichen die Autobahnen und Tunnelstrecken mit
Fahrzeuggeschwindigkeiten deutlich größer als der Referenzgeschwindigkeit von 75 km/h.
Die Einbeziehung der Geschwindigkeitsabhängigkeit nach VLUFT-Modell verschlechtert also
die Ergebnisse für die vorliegenden Autobahnen und Tunnelabschnitte deutlich.

Ingenieurbüro Lohmeyer
90
Emissionsfaktoren Außerorts und Innerorts
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
0.35
0.40
0.45
0.50
0.55
0.60
0.00 0.03 0.06 0.09 0.12 0.15 0.18 0.21 0.24 0.27 0.30 0.33 0.36 0.39 0.42 0.45
PM10-Emissionsfaktor-Gesamt [g/(km Fzg)] aus Messdaten
PM10 [g/(km Fzg)] berechnet
nur Auspuff
VLUFT-Ansatz (BAB)
mod.EPA-Modell
x=y
VLUFT-Ansatz (Innerorts)
Nauen/Berliner Str.(1998)
Nauen/Berliner Str.(2001)
K./Jagtvej
K./Westring
H./Göttinger Str.
B./Schildhornstr.
B10
Abb. 8.2: Vergleich der mittels VLUFT-Ansatz bzw. mit dem modifizierten EPA-Modell
berechneten PM10-Gesamtemissionsfaktoren mit den aus Messdaten abgeleiteten
Gesamtemissionsfaktoren. Erläuterung siehe Text.
Für die Innerortsstrecken ist im Bereich zwischen 0.1 und 0.16 g/(km
Fzg) in der Tendenz
eine bessere Übereinstimmung mit den vorliegenden aus Messdaten abgeleiteten Emissi-
onsfaktoren zu verzeichnen, als durch das modifizierte EPA-Modell. Da dies aber nur einen
Teil der Messdaten betrifft, wird auch dieser Ansatz nicht weiterverfolgt.
8.1.4 Emissionsfaktorenansatz nach Gehrig et al. (2003)
Im schweizerischem Emissionskataster (Gehrig et al., 2003) werden die nicht abgasbeding-
ten PM10-Emissionen über Emissionsfaktoren (im Weiteren auch EMPA-Emissionsfaktoren
genannt) berechnet, die aus Immissionsmessdaten an sechs Straßen mit jeweils unter-
schiedlichen Verkehrssituationen abgeleitet wurden (siehe Erläuterungen im Abschnitt 5.4.5).
Wendet man diese Emissionsfaktoren auf die in
Tab. A1.1
aufgeführten Straßen mit den
Qualitätsklassen A und B an so ergibt sich die Darstellung in
Abb. 8.3
. (Hinweis: In Gehrig et
al. (2003) sind nicht für alle Verkehrssituationen Emissionsfaktoren angegeben, da diese in
den dortigen Messkampagnen nicht vermessen wurden. Deshalb wurde in den der
Abb. 8.3

Ingenieurbüro Lohmeyer
91
zugrunde liegenden Rechenergebnissen für LSA2 (Lichtsignalanlage mit mittlerer Störung)
die Emissionsfaktoren der (ungünstigeren) LSA3 (Lichtsignalanlage mit starker Störung), für
BAB80 und BAB60 (Bundesautobahn mit Tempolimit 80 km/h bzw. 60 km/h) die von BAB100
verwendet.
Emissionsfaktoren Innerorts und Außerorts
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
0.35
0.40
0.45
0.50
0.55
0.00 0.03 0.06 0.09 0.12 0.15 0.18 0.21 0.24 0.27 0.30 0.33 0.36 0.39 0.42 0.45
PM10-Emissionsfaktor-Gesamt [g/(km Fzg)] aus Messdaten
PM10 [g/(km Fzg)] berechnet
nur Auspuff
Emissionsfaktorenansatz nach Gehrig et al. (2003)
mod.EPA-Modell
x=y
Nauen/Berliner Str.(1998)
Nauen/Berliner Str.(2001)
K./Jagtvej
K./Westring
H./Göttinger Str.
R./Hohlbeinplatz
B./Schildhornstr.
B10
Abb. 8.3: Vergleich der mittels EMPA-Emissionsfaktoren (Gehrig et al., 2003) bzw.
modifizierten EPA-Modell (Lohmeyer, 2001) berechneten Emissionsfaktoren mit
den aus Messdaten abgeleiteten Gesamtemissions- sowie Auspuffemissionsfakto-
ren
Es ist zu erkennen, dass die generelle Streuung der mit dem EMPA-Emissionsfaktoren be-
rechneten Werte kleiner als die des modifizierten EPA-Modells ist. Im Bereich niedriger aus
Messdaten abgeleiteter Emissionsfaktoren (bis ca. 0.10 g/km) führt die EMPA-Methodik zu
deutlich realistischeren Ergebnissen. Einige Messpunkte (z. B. Jagdvaj, Frankfurter Allee,
Brudermühltunnel und Tunnel Tegel) werden durch das EMPA-Modell deutlich unterschätzt.
Ebenso die Straßen mit schlechtem Straßenzustand.
Im Innerortsbereich werden, wie auch beim modifizierten EPA-Modell die Emissionsfaktoren
in der Tendenz überschätzt. Diese, meist mit den Verkehrssituationen LSA2 charakterisier-
ten Straßen, wurden wie oben erwähnt den EMPA-Emissionsfaktoren LSA3 zugeordnet.

Ingenieurbüro Lohmeyer
92
Beim Übergang von LSA3 zu LSA1 würde ein deutlicher Rückgang der Emissionsfaktoren
einhergehen (vgl.
Tab. 5.8
), der allerdings zu einer deutlichen Unterschätzung im Innerorts-
bereich führt (hier nicht dargestellt).
Insgesamt ist dieser Ansatz von den bekannten und in den vorhergehenden Abschnitten dis-
kutierten Methoden als der beste einzuschätzen. Einerseits wird hier wegen der messtech-
nisch erfassten Differenzierung der Emissionsfaktoren nach Verkehrssituationen eine
scheinbar realitätsnähere Modellierung möglich, die sich in einer besseren Übereinstimmung
mit den aus den Immissionsmessungen abgeleiten PM10-Emissionsfaktoren niederschlägt
als bei allen anderen Modellansätzen. Andererseits ist dieser Ansatz kompatibel zu der Me-
thodik der Berechnung der Auspuffemissionen mittels Handbuch für Emissionsfaktoren.
Nachteile sind fehlende Emissionsfaktoren für eine Reihe wichtiger Verkehrssituationen
(z. B. LSA2), der fehlende Einfluss des Fahrbahnzustandes sowie die Frage, wie mit dem
Einfluss von Regen umgegangen werden muss. Was die absolute Höhe der Emissionsfakto-
ren angeht, so ist darauf hinzuweisen, dass die EMPA-Emissionsfaktoren für jede vermes-
sene Verkehrssituation nur auf jeweils einen ausgewerteten Datensatz beruhen, der auch
nicht über ein ganzes Jahr, sondern im Allgemeinen je über ca. 4 Monate erfolgte. Ein grö-
ßeres statistisches Kollektiv zur Verifizierung der Emissionsfaktoren ist notwendig und steht
durch die systematisierten Emissionsfaktoren der
Tab. A1.1
zur Verfügung (siehe unten).
8.2 Vorschlag für PM10-Emissionsmodell Straßenverkehr (massebezogen)
Das bisherige PM10-Modell (siehe Abschnitt 5.4.1) weist deutliche Schwächen auf. Die
größte ist die dort verwendete Staubbeladung der Straße als wesentlicher Parameter, der
zumindest für befestigte Straßen unter mitteleuropäischen Verhältnissen nicht als primäre
Einflussgröße angesehen werden kann (siehe z. B. Lohmeyer, 2001; Fitz, 2001; Lohmeyer,
2003c). Auch ist die für die Anwendung des mEPA-Modells eigentlich notwendige Bestim-
mung der Staubbeladung nicht praktikabel, da sehr aufwendig und bei kurzen Messzeiträu-
men möglicherweise nicht repräsentativ. Die Streuung der realen Messwerte um bisher ver-
wendete Standardwerte ist dagegen groß, wie bisher vorliegende Messungen an Innerorts-
straßen gezeigt haben. Es wird deshalb vorgeschlagen, nicht das modifizierte EPA-Modell zu
verbessern, sondern im Sinne einer notwendigen schnellen und pragmatischen Zwischenlö-
sung einen Ansatz zu wählen, der kompatibel mit den Verkehrssituationen im Handbuch für
Emissionsfaktoren ist und an die Vorgehensweise der Schweizer Arbeitsgruppen anknüpft.
Diese Vorgehensweise stellt kein grundsätzlich neues und physikalisch fundiertes Modell
dar. Diese längerfristige Modellentwicklung ist nach wie vor anzustreben.

Ingenieurbüro Lohmeyer
93
Es wird im Folgenden für die Berechnung der PM10-Emissionen einer Straße davon ausge-
gangen, dass sie sich für das zu betrachtende Bezugsjahr (Bzj) zusammensetzen aus den
Emissionen aus dem Auspuff, den
d
irekten Emissionen (also ohne vorherige Deposition auf
der Straße) aus
Ab
rieben (Reifen, Bremsen und Straßenbelag) und einem Beitrag infolge
der Wieder
auf
wirbelung (Resuspension) von Straßenstaub, also
(
)
(
)
10
(
)
10
(
)
e
10
Bzj
e
10
Bzj
e
Bzj
e
Auf
Bzj
PM
dAbr
PM
Auspuff
PM
=
PM
+
+
(8.1)
Dabei werden
e
Auspuff
10
(
Bzj
)
PM
, die Emissionen aus dem Auspuff, entnommen aus dem Hand-
buch für Emissionsfaktoren des Umweltbundesamtes (HBEFA). Für Abriebe und Aufwirbe-
lung wird angesetzt, dass diese vom Bezugsjahr unabhängig sind, also
dAbr
PM
dAbr
e
PM
Bzj
e
10
10
( )
=
und
(8.2)
Auf
PM
Auf
e
PM
Bzj
e
10
10
( )
=
.
(8.3)
Der Beitrag der Wiederaufwirbelung wird gebildet aus dem prinzipiell zur Verfügung stehen-
den Straßenstaub (= Emissionspotenzial e
Pot
). Dieser besteht aus deponierten Abrieben (ggf.
auch aus gröberen Partikeln durch mechanische und/oder chemischen Einflüssen gebildet)
und von außen auf die Straße eingetragenen Partikeln also
st
PM
Straße
PM
Brems
PM
ifen
PM
Pot
e
PM
e
e
e
e
Re
10
10
10
Re
10
=
10
+ + +
(8.4)
Um dieses Staubpotenzial als PM10 aufzuwirbeln bedarf es kinetischer Energie durch die
fahrzeugerzeugte Turbulenz. Der Straßenzustand und die Feuchte der Straßenoberfläche
können ebenfalls diesen Term beeinflussen.
Messtechnisch wird es sehr schwierig sein, direkte und indirekte (wiederaufgewirbelte) Ab-
riebsbeiträge zu separieren. Auch werden insbesondere für Reifenabrieb und Straßenabrieb
ähnliche Abhängigkeiten bei direkter und indirekter Emission vorliegen. Aus diesen Gründen
wird keine Entkopplung von direkten und indirekten Abriebsemissionen angenommen und
folgende Gleichung für die nicht auspuffbedingten PM10-Emissionen angesetzt
(
Re
)
10
10
10
Re
Re
tan
10
/
10
st
PM
Straße
PM
Brems
PM
ifen
gen
Zus
d
kin
PM
Auf Ab
e
PM
=
F
F
F
e
+
e
+
e
+
e
(8.5)
Die Emissionsfaktoren für die Reifen- und Bremsabriebe könnten theoretisch differenziert
nach den verschiedenen Fahrzeugklassen und Verkehrssituationen (ableitbar über die Fahr-
zeuggeschwindigkeit) z. B. der CORINAIR-Emissionsfaktordatenbank (CORINAIR, 2003)
oder RAINS (Lükewille et al., 2002) entnommen werden. Die Erläuterungen in Abschnitt

Ingenieurbüro Lohmeyer
94
5.5.1 und 8.1.2 haben allerdings aufgezeigt, dass die dortigen Emissionsfaktoren allein nicht
geeignet sind, über die gesamte Bandbreite aller Straßenkategorien und Verkehrssituationen
die nicht auspuffbedingten Partikelemissionen ausreichend gut zu beschreiben. Auch sind
diese Abriebsemissionsfaktoren nach der Aussage der Betreiber dieser Emissionsdatenban-
ken mit z.T. großen Unsicherheiten behaftet.
Aus diesem Grund wird vorgeschlagen die Abriebe mit den nicht abriebsbedingten Anteilen
(e
Rest
) zusammenzufassen und mittels Anpassung an Messdaten festzulegen. Hierzu bietet
sich die von Gehrig et al. (2003) vorgeschlagene Vorgehensweise an, nach Verkehrssitua-
tionen klassifizierte Emissionsfaktoren getrennt nach PKW und LKW (ähnlich dem Vorgehen
wie bei der Berechnung der Auspuffemissionen mittels Handbuch für Emissionsfaktoren) zu
verwenden. Dieses Vorgehen wird im Folgenden ,,Emissionsfaktorenansatz’’ genannt.
Als Regenkorrektur wäre der Ansatz der US-EPA möglich. Die vorliegenden Untersuchungen
aus Europa für befestigte Straßen zeigen allerdings zum Teil widersprechende Abhängig-
keiten von der Regenmenge auf. Die örtlichen Regenhäufigkeiten (in Bezug auf Tagesnie-
derschlagssummen größer 0.1 mm) variieren meist nur gering um einen Wert von ca. 180
Regentage/365 Tage=0.5 in Gebieten, in denen relevanter Fahrzeugverkehr zu verzeichnen
ist
1
. Außerdem ist in den Emissionsfaktoren der
Tab. A1.1
, welche der Ableitung der Emis-
sionsfaktoren zugrunde gelegt werden, der jeweilige Regeneinfluss bereits beinhaltet. Des-
halb wird vorgeschlagen, auf einen separaten Regenkorrekturfaktor zu verzichten.
Bzgl. der Abhängigkeit des kinetischen Kopplungsgliedes von der Fahrzeuggeschwindigkeit
liegen wenig Informationen vor. Das VLUFT-Modell geht von einer quadratischen Geschwin-
digkeitsabhängigkeit aus, das SMHI-Modell von einer quadratischen (PKW) und quadratwur-
zelabhängigen (LKW). Die TRAKER-Messungen zeigten eine von der Fahrzeuggeschwin-
digkeit lineare Abhängigkeit des Emissionsfaktors bei konstanten Emissionspotenzial, aller-
dings niedrigere Emissionspotenziale auf Hochgeschwindigkeitsstraßen, sodass sich beide
Abhängigkeiten konträr beeinflussen. Die im Entwurf von CORINAIR beinhalteten Reifen-
und Bremsabriebsemissionen sind abhängig von der Fahrzeuggeschwindigkeit, die Emissi-
onsfaktoren von z. B. Gehrig et al. (2003) durch ihre Differenzierung in Verkehrssituationen
ebenfalls. Aus diesem Grund wird vorgeschlagen auf eine zusätzliche Abhängigkeit von der
1
z. B. in Sachsen: Görlitz: 181 Tage, Lauenstein: 178 Tage, Burkardsdorf: 184 Tage, Fichtelberg: 226
Tage, Chemnitz: 186 Tage. (jeweils 30jähriges Mittel 1951 bis 1980. Quelle: Reich 1988)

Ingenieurbüro Lohmeyer
95
Fahrzeuggeschwindigkeit zu verzichten, wenn der Ansatz von verkehrssituationsabhängigen
Emissionsfaktoren angesetzt wird.
Die Straßenzustandskorrektur könnte sich an der vermuteten Abhängigkeit vom Straßenzu-
standsparameter nach Lohmeyer (2003a) orientieren. Dieser kann kontinuierlich Werte zwi-
schen 1.5 und 5 durchlaufen. In Ermangelung von konkreten messtechnisch erfassten Ab-
hängigkeiten zwischen Straßenzustand und nicht auspuffbedingten Emissionen kann derzeit
keine Korrektur-Funktion angesetzt werden. Die im Rahmen des vorliegenden Projektes für
die Lützner Straße in Leipzig (als Straße im schlechten Zustand) durchgeführten Auswertun-
gen zeigten um einen Faktor von ca. zwei höhere Emissionen, als durch die entsprechenden
PM10-Emissionsfaktoren (siehe unten) für Straßen im guten Zustand vorgeschlagen werden.
Auswertungen von Immissionsmessungen an der Berliner Straße in Nauen vor und nach
einer Farbahnsanierung wiesen auf ca. 4fach höhere Emissionen für die Straße vor der Sa-
nierung hin. Es wird vorgeschlagen, dass für Straßen im schlechten Zustand weiterhin der
Wert von 3.6 aus dem mEPA-Modell verwendet wird. Hier ist dringender Forschungsbedarf
gegeben. Es wird also angesetzt:
F
kin
= 1
F
Zustand
= 1 für Straßen im guten (Standardanwendung) und 3.6 im schlechten Zustand.
Es werden für die Berechnung der Emissionen für die Summe aus Reifen-, Brems-, Straßen-
und Kupplungsabrieb sowie Wiederaufwirbelung von eingetragenem Straßenstaub die in der
Tab. 8.1
aufgeführten Emissionsfaktoren empfohlen. Die Emissionsfaktoren für die Auto-
bahn- und Außerortsverkehrssituationen wurden dabei aus den Ergebnissen des For-
schungsprojektes FE 02.222/2002/LRB für die Bundesanstalt für Straßenwesen (Lohmeyer,
2004) zur Problematik von PM10-Emissionen an Außerortsstraßen übernommen.
Für die Festlegung dieser Emissionsfaktoren für Außerortsstraßen und IO_HVS1>50 berück-
sichtigte Lohmeyer (2004) folgende wesentliche Ergebnisse seiner Untersuchungen:
Anhand der vorliegenden Naturdaten (siehe
Tab. A1.1
) mit den Qualitätsklassen A
und B konnte kein abgesicherter Unterschied zwischen den LKW-Emissionen in
Tunneln und im offenen Gelände festgestellt werden. Die Streubreiten der Emissi-
onsfaktoren sind zu groß. Die nicht auspuffbedingten PKW-Emissionsfaktoren in
Tunneln liegen im Mittel deutlich niedriger als die Emissionsfaktoren an freier Stre-
cke.

Ingenieurbüro Lohmeyer
96
Verkehrssituation
Tempolimit
[km/h]
Anteil
Konstant
fahrt [%]
Stand
anteil
[%]
PM10-Auf/Ab [mg/km]
PM10-Auf/Ab [mg/km] (EMPA)
PKW inkl. LNF
SV
PKW inkl.LNF
SV
AB>120
-
22
200
AB_120
120
22
200
47
74
AB_100
100
22
200
22
144
AB_80
80
22
200
AB_60
60
22
200
AB_StGo
-
22
200
AO1
100
60
1
22
200
AO2
100
53
1
22
200
AO3
100
28
1
22
200
IO_HVS>50
60
46
1
22
200
33
207
Tunnel AB_100
100
10
200
Tunnel AB_80
80
10
200
Tunnel AB_60
60
10
200
Tunnel IO_HVS>50
60
46
1
10
200
HVS1
50
46
1
22
200
33/17*
207/115*
HVS2
50
52
1
30
300
HVS3
50
44
7
40
380
39
383
LSA1
50
44
7
40
380
HVS4
50
37
14
50
450
LSA2
50
32
20
60
600
LSA3
50
28
26
90
800
92
819
IO_Kern
50
23
33
90
800
IO_NS_dicht
50
32
5
90
800
Tab. 8.1: Vorschlag für PM10-Emissionsfaktoren für Abriebe und Aufwirbelung differenziert
nach Verkehrssituation. Zum Vergleich sind rechts die Emissionsfaktoren der
EMPA (Gehrig et al., 2003) angegeben. (*zwei Straßen mit HVS1 vermessen).
Die vorliegenden Daten reichen nicht aus, um eine signifikante und statistisch
abgesicherte Abhängigkeit der nicht auspuffbedingten PM10-Emissionsfaktoren von
der Fahrzeuggeschwindigkeit abzuleiten. Auch existiert derzeit noch kein praktikab-
ler und validierter Modellansatz zur Berücksichtigung der Fzg.-Geschwindigkeit.
Die Emissionsfaktoren wurden für PKW und LKW aus den in
Tab. A1.1
aufgezeigten
Werten der Qualitätsklassen A und B (Außerortsstraßen) bestimmt, wobei die Er-
gebnisse der B 10-Auswertung wegen der höheren Qualität dieses Datensatzes mit
doppelten Gewicht in die Mittelwertbildung eingingen.

Ingenieurbüro Lohmeyer
97
Für die Festlegung der Emissionsfaktoren für Innerortsverkehrssituationen werden folgende
Aspekte berücksichtigt:
Für die Verkehrssituation HVS1 wurden die Emissionsfaktoren aus den Ergebnissen
von Lohmeyer (2004) für IO_HVS1>50 übernommen. Diese korrespondieren mit den
Emissionsfaktoren der EMPA.
Für die Verkehrssituationen HVS3 und LSA1 werden die (gerundeten) Werte der
EMPA verwendet.
Für die Verkehrssituation LSA2 lagen nur wenige nach PKW und LKW differenzier-
ten aber dafür eine Vielzahl von flottenmittleren Emissionsfaktoren vor (siehe
Tab. A1.1
). Die EMPA hat diese Verkehrssituation nicht vermessen. Variationsrech-
nungen haben ergeben, dass die in (
Tab. A1.1
) vorliegenden Gesamtemissionsfak-
toren gut mit den für LSA2 in
Tab. 8.1
angegebenen Emissionsfaktoren beschrieben
werden kann.
Für die Verkehrssituation HVS2 und HVS4 lagen keine nach PKW und LKW differen-
zierten Emissionsfaktoren vor (siehe
Tab. A1.1
). Hier wurde zwischen HVS1 und
HVS3 bzw. HVS3 und LSA2 „interpoliert“, um keine extremen Sprünge zwischen den
Verkehrssituationen auftreten zu lassen. Die Göttinger Straße wird mit einer Kombi-
nation von HVS2 und HVS4 beschrieben. Der Jagtvej wird mit HVS2 charakterisiert.
Der aus Messdaten abgeleitete Gesamtemissionsfaktor am Jagtvej liegt trotz gerin-
geren Schwerverkehrsanteils deutlich höher als an der Göttinger Straße. Die Situa-
tion an der Göttinger Straße kann gut mit den vorgeschlagenen Emissionsfaktoren
für HVS2 und HVS4 beschrieben werden. Am Jagtvej ist eine deutliche Unterschät-
zung zu verzeichnen. Da der Jagtvej, wegen der größeren Unsicherheiten in den
Auspuffemissionsfaktoren, mit einer niedrigeren Qualitätsklasse als die Göttinger
Straße bewertet wurde, wird dies im Rahmen der zu erwartenden Unsicherheiten ak-
zeptiert.
Für die Verkehrssituation LSA3 wurden Emissionsfaktoren festgelegt, die sich an
den (gerundeten) Werten der EMPA orientierten und die die drei in (
Tab. A1.1
) vor-
liegenden PM10-Gesamtemissionsfaktoren im Mittel am besten beschreiben. Diese
liegen von allen nicht auspuffbedingten Emissionsfaktoren am höchsten. Dies
scheint auch nach derzeitigem Verständnis plausibel, da im direkten Bereich von
Lichtsignalanlagen aufgrund von häufigeren Beschleunigungsvorgängen mit höheren

Ingenieurbüro Lohmeyer
98
Abriebsemissionen gerechnet werden muss, als in Bereichen mit mehr Konstant-
fahrten.
Für die Verkehrssituationen Innerorts_Kern bzw. Nebenstraßen_dicht liegen keine
messtechnisch erfassten Emissionsfaktoren vor. Es ist allerdings zu erwarten, dass
auf solchen Straßen durch geringe Verkehrsbelegungen, hohe Anteile von Be-
schleunigungsprozessen und im Mittel geringere Fahrzeuggeschwindigkeiten ein
höheres Emissionspotenzial an Straßenstaub vorhanden ist (siehe z. B. Abschnitt
5.6.1). Inwieweit dieses höhere Emissionspotenzial auf diesen Straßen durch die im
Allgemeinen niedrigeren Fahrzeuggeschwindigkeiten auch aufgewirbelt wird ist der-
zeit aufgrund fehlender Messungen für solche Straßen unklar. Deshalb wurden kon-
servativ die gleichen Emissionsfaktoren wie für LSA3 angesetzt.
Der Vergleich zwischen den mittels ,,Emissionsfaktorenansatz’’ berechneten Emissionsfakto-
ren und den aus Immissionsdaten abgeleiteten für die Qualitätsklassen A und B (
Tab. A1.1
)
zeigt
Abb. 8.4
.
Emissionsfaktoren Innerorts und Außerorts
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
0.35
0.40
0.45
0.50
0.55
0.00 0.03 0.06 0.09 0.12 0.15 0.18 0.21 0.24 0.27 0.30 0.33 0.36 0.39 0.42 0.45
PM10-Emissionsfaktor-Gesamt [g/(km Fzg)] aus Messdaten
PM10 [g/(km Fzg)] berechnet
nur Auspuff
Emissionsfaktorenansatz
mod.EPA-Modell
x=y
Nauen/Berliner Str.(1998)
Nauen/Berliner Str.(2001)
L./Lützner Str.
K./Jagtvej
K./Westring
H./Göttinger Str.
R./Hohlbeinplatz
B./Schildhornstr.
Abb. 8.4: Vergleich der mittels Emissionsfaktorenansatz sowie modifizierten EPA-Modell
berechneten Emissionsfaktoren mit den aus Messdaten abgeleiteten Gesamtemis-
sionsfaktoren

Ingenieurbüro Lohmeyer
99
Hierbei ist gut zu erkennen, dass das bisher verwendete modifizierte EPA-Modell die verfüg-
baren Emissionsfaktoren für den Außerortsbereich z. T. deutlich mit den Faktor 1.2 bis 4.4
überschätzt. Im Mittel über alle Stationen etwa mit dem Faktor 2.8.
Würde man die Partikelemissionen nur mit den Auspuffemissionen des HBEFA 1.2 be-
schreiben, so wäre eine Unterschätzung im Mittel von 50 % zu verzeichnen.
Mit dem vorgeschlagenen Emissionsfaktorenansatz werden deutlich realistischere PM10-
Emissionsfaktoren berechnet. Die Abweichung zu den Emissionsfaktoren für die Außerorts-
straßen, welche aus Messdaten abgeleitet wurden, beträgt zwischen –30 % und +50 %, im
Mittel +10 %. Die deutlichen Abweichungen im Sinne einer Unterschätzung betreffen die
Untersuchung im Tunnel Tegel aus dem Jahr 1996. Deutliche Abweichung im Sinne einer
Überschätzung betreffen den Kaisermühltunnel.
Auch für die Innerortsstraßen ist mit dem ,,Emissionsfaktorenansatz’’ eine bessere Überein-
stimmung mit den Naturmessungen festzustellen als mittels modifizierten EPA-Modells. Al-
lerdings liegen die Abweichungen der mittels mEPA-Modell berechneten PM10-Gesamt-
emissionsfaktoren von den Naturdaten im Innerortsbereich mit dem Faktor 0.8 (also 30 %
Unterschätzung) bis zum Faktor 3.5, im Mittel etwa 60 % Überschätzung, deutlich niedriger
als für die Außerortsstraßen. Die mittlere Abweichung bei Berechnung mittels Emissionsfak-
torenansatz sinkt von 1.6 auf 1.1.
Zusammenfassend lässt sich feststellen, dass der gewählte neue Ansatz insgesamt eine
Verbesserung zu den bisherig angewendeten modifizierten EPA-Modell (insbesondere für
die Außerortsbereiche) zur Folge hat. Gegenüber mEPA werden für Außerortsstraßen des
vorliegenden Messdatenkollektives im Mittel ca. 40 bis 80 % (im Mittel ca. 60 %) weniger
PM10-Gesamtemissionen berechnet (
Abb. 8.5
). Für HVS und LSA1 sind es etwa 40 % we-
niger. Für die LSA2 und LSA3 Situationen ergeben sich die geringsten Veränderungen.
Diese liegen für das vorliegende Datenkollektiv bei ca.
±20
%.

Ingenieurbüro Lohmeyer
100
0.00
0.10
0.20
0.30
0.40
0.50
0.60
0.70
0.80
0.90
1.00
1.10
1.20
1.30
1.40
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
PM10-Emissionsfaktor-Gesamt [g/(km Fzg)] aus Messdaten
PM10-Gesamt aus Emissionsfaktoransatz
zu mEPA
x=y
Außerorts
HVS,LSA1
LSA2
LSA3
Abb. 8.5: Quotient der PM10-Gesamtemissionsfaktoren aus Emissionsfaktorenansatz und
mEPA-Modell in Abhängigkeit vom PM10-Emissionsfaktor aus Messungen abge-
leitet. Wert=1 bedeutet, dass E.-Faktorenansatz den selben Wert berechnet wie
mEPA-Modell. Wert=0.33 bedeutet, dass E.-Faktorenansatz nur 1/3 des mEPA be-
rechnet.
8.3 Vorschlag für PM10-Emissionsmodell Straßenverkehr (anzahlbezogen)
In der bereits erwähnten Studie aus der Schweiz (Gehrig et al., 2003) werden Partikelemis-
sionsfaktoren für verschiedene Straßenklassifikationen angegeben (siehe Abschnitt 5.6). Für
die untersuchte innerstädtische Straße und die Autobahn sind die Emissionsfaktoren im
Rahmen der großen Streubreiten der in der Literatur angegebenen Faktoren vergleichbar mit
den bekannten Untersuchungen (siehe
Tab. A1.2
). Mögliche Aspekte der Unterschiede wur-
den im Abschnitt 5.6 diskutiert.
Es werden deshalb folgende Emissionsfaktoren zur Verwendung im sächsischen Emissions-
kataster vorgeschlagen:
Autobahn PKW/LNF
6.5*10
14
Partikel/km
SV
69*10
14
Partikel/km

Ingenieurbüro Lohmeyer
101
Außerortsstraßen PKW/LNF 3.0*10
14
Partikel/km
SV
69*10
14
Partikel/km
Innerortsstraße PKW/LNF 1.0*10
14
Partikel/km
SV
54*10
14
Partikel/km
8.4 Zusammenstellung wesentlicher Parameter zur Berechnung der nicht aus-
puffbedingten PM10-Emissionen
Für den Vorschlag, die PM10-Emissionen für Aufwirbelung und Abriebe mittels Emissions-
faktorenansatz entsprechend der Abschnitte 8.2 zu bestimmen, werden folgende Input-Pa-
rameter benötigt.
Klassifizierung der Straße (Innerorts, Außerorts, Autobahn, Tunnelstrecke).
Klassifizierung der Verkehrssituation entsprechend Handbuch für Emissionsfaktoren
(HBEFA).
Durchschnittlich tägliche Verkehrsstärke (DTV)
Anteil Schwerverkehr einschließlich Busse
Klassifizierung Straßenzustand in ,,gut’’ oder ,,schlecht’’. Als Bewertungsmethodik
kann der Vorschlag aus Anhang A2 verwendet werden. Zu den benötigten Parame-
tern siehe ebenfalls A2. Es sei allerdings darauf hingewiesen, dass dem Straßenzu-
stand (Material, Beschaffenheit etc.) zwar derzeit eine wesentliche Rolle für die
Emission zugesprochen wird, allerdings derzeit die funktionellen Zusammenhänge
zum Emissionsfaktor nicht bekannt sind und deshalb im Emissionsfaktorenansatz nur
pauschal über einen Korrekturfaktor berücksichtigt wird.
Die Einflüsse von Fahrbahnreinigung, Straßenstreuung und saisonalen Einflüssen auf die
nicht auspuffbedingte PM10-Emissionen sind derzeit noch unbefriedigend quantifizierbar und
können deshalb nicht berücksichtigt werden.

Ingenieurbüro Lohmeyer
102
Stellungnahme zur Datenbasis verschiedener Eingangsgrößen für die Berech-
nung der Feinstaubemissionen (TU Dresden):
1. Die Klassifizierung der Straßen nach Innerorts-, Außerorts- sowie Bundesstraßen liegt im
Emissionskataster (EKAT) vor.
2. Zur Beschreibung der Verkehrssituation sind im EKAT als Streckenattribute 2 mittlere
Innerortsverkehrssituationen (Hauptnetz/Nebennetz), 2 Autobahnsituationen (diese wer-
den in Abhängigkeit von Fahrbahnanzahl und Belegung ermittelt) sowie 1 mittlere Außer-
ortsverkehrssituation enthalten. Dabei handelt es sich um HBEFA-Verkehrssituationen.
Des Weiteren wurden die für das Dresdner Hauptstraßennetz aus Messfahrten vorliegen-
den detaillierten Verkehrssituationen in das EKAT-Netz eingebunden.
3. Der DTV und der Schwerverkehrsanteil wird im EKAT auf der Grundlage von ca. 7 500
sächsischen Zählstellen sowie einer darauf aufbauenden Ausbreitungsrechnung ermittelt.
Die Daten stammen im Wesentlichen aus der Verkehrsmengenkarte Sachsen bzw. aus
kommunalen Erhebungen. Diese Datenbasis wird ständig erweitert und aktualisiert.
4. Der Anteil leichter Nutzfahrzeuge ist ebenfalls im EKAT enthalten. Dieser Anteil wird auf
der Grundlage der sächsischen Jahresfahrleistung sowie der Zähldaten bei denen der
DTV disaggregiert nach allen Fahrzeugkategorien angegeben wird (z. B. automatische
Pegelzählstellen, manuelle Zählungen) ermittelt.
5. Nicht enthalten sind im EKAT hingegen Angaben zum Straßenzustand. Zur Erhebung
dieser Daten wurden Recherchen in der sächsischen Straßendatenbank sowie vor allem
bei den einzelnen Kommunen angestellt (siehe dazu Bericht der TU Dresden zum Ar-
beitspaket 3).

Ingenieurbüro Lohmeyer
103
9 NICHTAUSPUFFBEDINGTE PARTIKELEMISSIONEN VON GERÄTEN IN
LAND- UND BAUWIRTSCHAFT
Die Literaturrecherche und Auswertung zu diesem Thema wurde durch das Institut für Ener-
gie und Umweltforschung Heidelberg GmbH (IFEU) durchgeführt. Der entsprechende Bericht
befindet sich im Anhang A5.
9.1 Emissionsfaktoren Landwirtschaft
Für die Bestimmung der PMx-Emissionen infolge
landwirtschaftlicher Prozesse
wird von
IFEU Heidelberg Folgendes vorgeschlagen:
Die berücksichtigten Prozesse und die ausgewählten Emissionsfaktoren sind in ihrer Summe
in
Tab. 9.1
dargestellt:
Landwirtschaft
Feldarbeit
(2x Bodenbearbeitung, 1 x Ernte)
Nutzung von Straßen und Feldwegen
(50% Straßen, 50% Feldwege)
3.000 g PM/ha/a
1.362 g PM
10
/ha/a
53 g PM
10
/ km
302 g PM
2,5
/ha/a
IFEU 2004
Tab. 9.1: Übersicht über die Aktivitäten und Emissionsfaktoren in der Landwirtschaft
Bei der Nutzung vorn Straßen und unbefestigten Feldwegen wird nicht zwischen den ver-
schiedenen Quellgruppen (Reifenabrieb etc.) unterschieden, es dominierten die Aufwirbe-
lungsemissionen. Nach Angaben des Sächsischen Landesamtes für Umwelt und Geologie
kann davon ausgegangen werden, dass in Sachsen die gleiche Fahrleistung von landwirt-
schaftlichen Fahrzeugen auf Straßen wie auf unbefestigten Feldwegen erbracht werden.
Entsprechend werden die Faktoren gewichtet (/LFUG 2004/). Die Emissionsfaktoren geben
also die jährlichen Emissionen in g pro gefahrenen km an unter der Annahme, dass 50% der
Fahrleistung auf befestigen Straßen und 50% auf Feldwegen erfolgt.
Bei der Feldarbeit werden zwei Bodenbearbeitungsvorgänge und ein Erntevorgang pro Jahr
im Durchschnitt angenommen (/LFUG 2004/). Bei anderen Arbeitsschritten wie Düngung,
Pestizidausbringung, etc. sind weit geringere Emissionen zu erwarten, die Höhe der Emis-

Ingenieurbüro Lohmeyer
104
sionen wird als weit geringer als die Unsicherheiten auf Grund der obigen Annahmen ge-
schätzt und deshalb hier nicht weiter berücksichtigt.
9.2 Beispielrechnung für die Landwirtschaft
Um eine Übersicht über die Anteile der Emissionen durch die Nutzung von Straßen und un-
befestigten Feldwegen sowie der Feldarbeit zu erhalten, wird auf Basis von vorläufigen Zah-
len eine erste Berechnung dieser Emissionen für Sachsen durchgeführt. Der Fokus liegt hier,
wie auch in den übrigen Arbeiten für das Emissionskataster Sachsen, auf den PM
10
Emissio-
nen
Laut Informationen des Sächsischen Landesamtes für Umwelt und Geologie (/LFUG 2004/)
betrug 2002 die gesamte landwirtschaftlich genutzte Fläche 919.294 ha. Darin enthalten sind
jedoch auch Dauergrünland und sonstige Flächen die nicht bearbeitet werden. Die zu be-
rücksichtigende Ackerfläche beträgt daher nur 725.149 ha.
Weiterhin beträgt die pro Arbeitsvorgang zurückgelegte Entfernung im Durchschnitt 0.17
km/ha (/LFUG 2004/). Bei 12.5 durchschnittlich jährlich durchgeführten Arbeitsvorgängen
bedeutet das eine Gesamtfahrleistung von über 1.5 Mio km. Die Gesamtemissionen für
Sachsen können nun unter Verwendung der in
Tab. 9.2
aufgeführten Emissionsfaktoren ab-
geschätzt werden. Unter den gemachten Annahmen liegen die Emissionen aus der Feldar-
beit ca. 10 x so hoch wie durch die Nutzung von Straßen und unbefestigten Feldwegen. Die
Gesamtemissionen betragen demnach ca. 1000 t PM
10
pro im Jahr 2002. Die Feldarbeit
leistet dabei den dominierenden Beitrag zu den Gesamtemissionen. Trotz der Berücksichti-
gung von 12,5 Arbeitsvorgänge bleibt die Fahrt zum Feld von untergeordneter Bedeutung.

Ingenieurbüro Lohmeyer
105
Feldarbeit
Ackerfläche
Fraktion
Emissionsfaktor
Jährliche Emissionen (t)
725.149ha PM
10
1.362 g/ha/a
988 t
Nutzung von Straßen und Feldwegen
Ackerfläche
Aktivität
Fraktion
Emissionsfaktor
Jährliche Emissionen (t)
725.149ha 1.535.062km PM
10
53 g/ km 81 t
Gesamtemissionen Landwirtschaft
PM
10
1.069 t
IFEU 2004
Tab. 9.2: Beispielrechnung für Gesamtemissionen der Landwirtschaft
9.3 Emissionsfaktoren Bautätigkeit
Für die PMx-Emissionen infolge der
Bautätigkeit
wird von IFEU Heidelberg Folgendes vor-
geschlagen:
Zunächst werden die flächenabhängigen Emissionsfaktoren nach CEPMEIP denen der EPA
gegenübergestellt. Analog zu /APEG 1999/ wird vorgeschlagen aufgrund des feuchteren
Klimas in Deutschland nur 50% der in
Tab. 9.3
aufgeführten Emissionsfaktoren zu verwen-
den. Für einen Vergleich bietet sich an, die EPA Faktoren mit der durchschnittlichen Bauzeit
pro Hektar umzurechnen. Hier wurde für Wohngebäude eine Bauzeit von 9 Monaten pro
Hektar angenommen. Dieser Werte stimmt etwa mit den von der EPA angegebenen Werte
für den Zeitaufwand beim Bau von Häusern und Apartments überein. Im Straßenbau existie-
ren Baustellen zwar häufig über einen längeren Zeitraum, sind jedoch nicht über die kom-
plette Länge kontinuierlich Gegenstand von aktiven Bauarbeiten. Für den Straßenbau wurde
1 daher Monat Bauzeit angenommen.

Ingenieurbüro Lohmeyer
106
Quelle PM PM
10
PM
2,5
EPA Häuser*
1,58
0,32
0,06
EPA Apartments*
5,63
1,13
0,23
EPA Straßenbau*
1,35
0,27
0,06
CEPMEIP Wohngebäude
2,15
1,08
0,11
CEPMEIP Infrastruktur 1,23 0,61 0,06
* Annahme Bauzeit: Wohngebäude 9 Monate; Straßenbau 1 Monat
IFEU 2004
Tab. 9.3: Vergleich von Emissionsfaktoren für Bautätigkeit (t/ha bebaute Fläche)
Die PM Emissionsfaktoren liegen sowohl beim Vergleich Straßenbau-Infrastruktur als auch
bei Häuser/Apartment-Wohngebäude in einer ähnlichen Größenordnung. Der EPA PM
Emissionsfaktor für Apartments ist jedoch besonders hoch. Weiterhin ist zu Bedenken, dass
der PM
10
Anteil an PM bei den CEPMEIP Werten mit 50% deutlich höher abgeschätzt wurde
als bei den EPA Werten. Da die EPA Emissionsfaktoren differenziert nach
Baustellenfläche,
Baustellentyp und
Baustellendauer
vorliegen und auch in einigen anderen Studien verwendet werden (/Winiwarter 2001/, /APEG
1999/) sollte ihnen, der Vorzug gegeben werden. Baustellenfläche und Baudauer sollten als
Aktivitätsdaten vorliegen.
Der Emissionsfaktor „Homes“ wird für Ein- und Zweifamilienhäuser verwendet, während der
Emissionsfaktor „Apartments“ sowohl für Mehrfamilienhäuser, als auch Nichtwohngebäude
verwendet wird. Es wird also davon ausgegangen, dass sich die Bauvorgänge für Betriebs-,
Anstalts-, Büro- und Verwaltungsgebäude, etc. nicht wesentlich von den Bauvorgängen beim
Wohnungsbau unterscheiden. Für den Straßenbau sollte dann der Emissionsfaktor „Heavy
Construction verwendet werden.

Ingenieurbüro Lohmeyer
107
EPA Beschreibung
IFEU Verwendung
PM
PM
10
PM
2,5
„Heavy Construction“
Straßenbau
1,345
0,270
0,055
„Homes“
Ein- & Zweifamilienhäuser
0,175
0,035
0,007
“Apartments”
Mehrfamilienhäuser & Nichtwohngebäude
0,625
0,125
0,025
Quelle
: /ARB 1997b/
IFEU 2004
Tab. 9.4: Zusammenfassung von Emissionsfaktoren für Bautätigkeit (t/ ha/ Monat)
9.4 Beispielrechnung für die Bauwirtschaft
Aktivitätsdaten zur Bauwirtschaft (bebaute Fläche, Rauminhalt) können den Baufertigungs-
statistiken des „Statistischen Landesamtes des Freistaates Sachsen“ (/Sachsen 2004/) ent-
nommen werden (siehe auch
Tab. 9.6
)
Zur Ermittlung der Emissionen wird angenommen, dass die Zeit der aktiven Bautätigkeit
etwa 80% der in der Statistik angegebenen Abwicklungsdauer beträgt. Überschreitet die
Bautätigkeit einer Kategorie eine Dauer von 12 Monaten, so wird diese Baudauer trotzdem
dem Bezugsjahr zugeordnet. Bei der Annahme einer nahezu konstanten Bautätigkeit werden
somit die in den Vorjahren begonnenen Baustellenarbeiten berücksichtigt.
Die Baustellenflächen für Wohngebäude wurden nach einer Recherche im Internet und Ex-
pertenmeinungen abgeschätzt. Bei den Nichtwohngebäuden kann der Rauminhalt der Sta-
tistik entnommen werden. Die Baustellenfläche wird daher unter Annahme einer durch-
schnittlichen Gebäudehöhe von 10 Metern berechnet. Für alle Gebäudetypen wird ange-
nommen, dass die Baustellenfläche (also die beeinträchtigte Fläche) 120% der Gebäude-
grundfläche, beträgt.
Beim Straßenbau werden nur die neu gebauten Strecken berücksichtigt, da bei Ausbesse-
rungen in der Regel schon eine geschlossene Asphaltdecke vorhanden ist und daher nur
wenig Aufwirbelungen entstehen. Insgesamt wurde das überörtliche Straßennetz jährlich um
etwa 40 km erweitert. Dabei wird jeweils eine Baustellenbreite von 5 m auf Staats- und
Kreisstraßen und 10 m auf Bundesautobahnen und Bundesstraßen angenommen. Die Bau-
stellendauer wird vom /LFUG 2004/ mit 4 Jahren für Bundesautobahnen und 2 Jahren für die
übrigen Straßentypen angegeben. Während dieser Zeit werden jedoch nicht auf der gesam-

Ingenieurbüro Lohmeyer
108
ten Streckenlänge konstante Bauaktivitäten durchgeführt werden. Daher wird die eigentliche
Bauaktivität pro Straßenabschnitt vereinfachend auf einen Monat geschätzt.
Straßentyp
Neubaulängen pro Jahr
Bundesautobahnen 10 km
Bundesstraßen 13 km
Staatsstraßen 12 km
Kreisstraßen 5 km
Quelle
: /LFUG 2004/
IFEU 2004
Tab. 9.5: Straßenneubaulängen in Sachsen
Die Nichtwohngebäude und der Straßenbau dominieren die Gesamtemissionen während
unter den Wohngebäuden die Einfamilienhäuser den größten Anteil haben. Gegenüber den
Ergebnissen für die Landwirtschaft zeigen die Berechnungen für die Bauwirtschaft deutlich
geringere Emissionen.
9.5 PM10-Emissionsmengen aus Land- und Bauwirtschaft
Die auf der Basis von landesspezifischen Aktivitätsdaten ermittelten PM
10
Emissionen durch
Aufwirbelung und Abrieb aus der Landwirtschaft liegen über 5x so hoch wie die berücksich-
tigten Emissionen aus der Bauwirtschaft (
Abb. 9.1
).
Die Baustellenfläche ist im Vergleich zur landwirtschaftlichen Nutzfläche äußerst gering.
Dass die Bauwirtschaft im Bereich der Gesamtemissionen trotzdem noch von Bedeutung ist,
liegt an den kontinuierlichen Aktivitäten im Bereich der Bauwirtschaft. Während Vorgänge
wie Bodenbearbeitung und Ernte pro Jahr und Hektar wenige Stunden Zeit in Anspruch
nehmen, wird auf einer Baustelle monatlich während der aktiven Bautätigkeit pro Monat viele
Dutzend Stunden mit Baumaschinen gearbeitet.

Ingenieurbüro Lohmeyer
109
Emissionen (t)
Gebäudetyp
Baustellenfläche/
Rauminhalt
Abwicklungsdauer
Anzahl
PM
PM
10
PM
2,5
Einfamilienhäuser
100 m
2
15 Monate
4832
122 t
24 t
5 t
Zweifamilienhäuser 120 m
2
18 Monate 1324 24 t
5 t
1 t
Mehrfamilienhäuser 200 m
2
21 Monate 1572 55 t
11 t
2 t
Wohnheime 400 m
2
24 Monate 105 5 t
1 t
0.2 t
Summe Wohngebäude
206 t
41 t
8.2 t
Nichtwohngebäude 7.308.000 m
3
15 Monate
658 t
82 t
2 t
Straßenbau
2.500.000 m
2
1 Monat
85 t
17 t
3 t
Summe (alle Baustellentypen)
948
140
14
Quelle: /Sachsen 2004/, eigene Annahmen
IFEU 2004
Tab. 9.6: Beispielrechnung für Gesamtemissionen der Bauwirtschaft
In der Bauwirtschaft dominieren die Emissionen durch Bauarbeiten für Nichtwohngebäude,
während bei der Landwirtschaft die Prozesse der Bodenbearbeitung klar im Vordergrund
stehen.
Abschließend bleibt festzuhalten, dass die hier abgeleiteten Emissionsfaktoren und Beispiel-
rechnungen keine exakten Mengen beschreiben, sondern helfen können, die mengenmäßige
Bedeutung der Emissionen zu ermitteln. Messtechnisch und methodisch ist es nach wie vor
schwierig diffuse Staubemissionen präzise zu ermitteln. Sowohl bei den Emissionsfaktoren
als auch bei den Aktivitätsdaten mussten daher zahlreiche vereinfachende Annahmen ge-
macht werden. Durch die Gegenüberstellung und den Abgleich verschiedener Quellen
konnten die Unsicherheiten jedoch verringert werden.

Ingenieurbüro Lohmeyer
110
0
200
400
600
800
1000
1200
Bauwirtschaft
Landwirtschaft
PM
10
Emissionen 2002 (t)
Straßenbau
Nichtwohngebäude
Wohnunggebäude
Feldwege und
Straßen
Bodenbearbeitung
Ernte
IFEU 2004
Abb. 9.1: PM
10
-Emissionen (Aufwirbelung und Abrieb) aus Bau- und Landwirtschaft in Sach-
sen 2002

Ingenieurbüro Lohmeyer
111
10 NICHTAUSPUFFBEDINGTE PARTIKELEMISSIONEN AUS SCHIENEN- UND
LUFTVERKEHR
Bisher werden für diese beiden Quellgruppen in Emissionskatastern aber auch in Umwelt-
verträglichkeitsuntersuchungen nur verbrennungsbedingte Partikelemissionen aus den Moto-
ren bzw. Triebwerken berücksichtigt. Analog zu den Erkenntnissen aus dem Straßenverkehr
liegt die Vermutung nahe, dass auch hier nicht auspuffbedingte Partikelemissionen eine re-
levante Rolle spielen könnten.
Hierbei sind folgende Prozesse zu nennen:
Schienenverkehr
Abrieb von den Bremsen,
Abrieb von den Rädern,
Abrieb von den Schienen,
Abrieb von den Fahrdrähten und
Aufwirbelung von Staub beim Fahren durch die fahrbedingten Turbulenzen.
Flugverkehr
Reifenabrieb bei den Flugzeugen beim Starten, Landen und im Taxi-Betrieb,
Abrieb von den Start und Landebahnen (SLB),
Aufwirbelung von auf den SLB abgelagerten Abrieben und Staubeinträgen und
Abrieb von den Bremsen beim Landen und im Taxibetrieb.
Die durchgeführte Literaturrecherche zur
Quellgruppe Schienenverkehr
lieferte nur den
Hinweis auf mehrere Projekte des Bundesamtes für Umwelt, Wald und Landschaft (BUWAL)
aus der Schweiz zur Problematik. Weder die US-EPA noch die bereits im Abschnitt 5 ge-
nannten europäischen Emissionsdatenbanken CORINAIR und RAIN beinhalten PMx-Emis-
sionsfaktoren oder Emissionsmodelle für die genannten Emissionsprozesse für den Schie-
nenverkehr. Auch aus Deutschland sind keine dahingehenden Untersuchungen oder Studien
bekannt. Deshalb werden im Folgenden die wesentlichen Inhalte der Schweizer Studie auf-
gezeigt.
In BUWAL (2001b) werden als Resultat von Untersuchungen aus dem Jahr 1999 Emissi-
onsfaktoren für mechanischen Abrieb im Offroad-Bereich angegeben. Unter anderem wer-
den für den Schienenverkehr folgende Werte zusammengefasst:

Ingenieurbüro Lohmeyer
112
Radabrieb 0.63 g/km
Bremsabrieb
10.4 g/km
Fahrleitungsabrieb 0.16 g/km
Schienenabrieb 2.75 g/km
Das Bundesamt für Umwelt, Wald und Landwirtschaft veröffentlichte im Jahr 2002
(BUWAL, 2002) aufbauend auf einem Projektbericht aus dem Jahr 2001 (BUWAL, 2001a)
eine Zusammenfassung der Ergebnisse von vier neuen Studien zu den PM10-Emissionen
des Schienenverkehrs. Diese Studien unterteilten sich in „Emissionsmessungen an einem
Bremsprüfstand“ (SBB, 2001), „Immissionsmessungen PM10 und Eisen“ (BUWAL/EMPA,
2001), „Weitergehende Staub-Immissionsmessungen“ (BUWAL/PSI, 2001) und „Sensitivi-
tätsanalysen Immissionsmodell“ (BUWAL/INFRAS/METEOTEST, 2001).
Bezüglich der Untersuchungen zu den
Bremsabrieben
stellten die Autoren fest, dass bei
den untersuchten Grauguss-Bremssohlen beim Trockenbremsen mit zwei unterschiedlichen
Radlasten (2.5 t entspricht leerer Güterzug und 11.25 t entspricht beladener Güterzug) auf
einem Prüfstand nur ein Teil des Bremsstaubes in die Luft gelangt. Ein wesentlicher Teil fand
sich lose oder als Anbackungen (Sinterbildung) im unteren Teil des Prüfstands. Für die Be-
urteilung der PM10-Emission interessiert primär der luftgetragene Teil. Je nach Radlast wer-
den 30 % bis fast 60 % des Abriebs von Gussklotzbremsen auf dem Fahrgestell oder auf
dem Bahnkörper als grobkörniger Staub oder als Anbackungen abgelagert. Der Rest des
Abriebs wird über die Luft verfrachtet; nur dieser Anteil ist für die Frage nach der gesuchten
Emissionsfracht relevant.
Die Abriebmenge ist von der Radlast abhängig. Je größer diese ist, umso mehr Material wird
abgerieben. Auch der luftgetragene Anteil des Staubes ist abhängig von der Radlast. Bei
leeren Güterzügen und bei Reisezugwagen (Radlast 2.5 t) mit Gussklotzbremsen liegen
21 % des gesamten Abriebs als luftgetragenes PM10 vor. Bei beladenen Güterzügen (Rad-
last 11.25 t) sind aber nur 12 % in der PM10-Fraktion.
Die Autoren wiesen darauf hin, dass die durchgeführten Messungen mit diversen Unsicher-
heiten behaftet waren. In Anbetracht dieser Tatsache geben die durchgeführten Messungen
einen ersten Anhaltspunkt zur Frage nach den PM10-Bremsabriebemissionen, gestatten
aber noch keine repräsentativen Hochrechnungen.
Unter Berücksichtigung der Unsicherheiten stellten die Autoren fest, dass die oben postu-
lierten Emissionsfaktoren für den Bremsabrieb wesentlich zu hoch liegen. Die Messungen

Ingenieurbüro Lohmeyer
113
deuten darauf hin, dass sie um etwa einen Faktor 5 (also 10.4 g/km
1/5
2 g/km) reduziert
werden müssten. Weil beladene Güterzüge einen geringeren Feinstaubanteil aufweisen,
könnte der Faktor sogar noch größer ausfallen. Nach dem heutigen Stand des Wissens liegt
die PM10-Fracht des bahnerzeugten Bremsabriebs in der Schweiz bei etwa 400 t/a.
Im Sommer 2001 wurden von der EMPA Dübendorf
Immissionsmessungen
an zwei Mess-
stellen (Brugg und Basel) einschließlich Hintergrundmessungen durchgeführt und ausge-
wertet. Diese beiden Standorte wurden deshalb ausgewählt weil dort eine hohe Belastung
infolge des Schienenverkehrs erwartet wurde.
Die Messungen zeigten, dass in Brugg die PM10-Konzentrationen direkt an den Gleisen um
2.7 μg/m³ höher als im Hintergrund lagen. Da ca. 2.1 μg/m³ des PM10 in Form von Eisenoxid
vorlag und die Bremssysteme der Bahnen vorwiegend mit Scheibenbremsen (Personenwa-
gen) bzw. Guss-Bremsen (Güterwagen) ausgerüstet sind konnten diese Konzentrationen mit
hoher Wahrscheinlichkeit dem Schienenverkehr zugeordnet werden.
In Basel lag die Differenz zwischen der Belastung am Bahnhof und im Hintergrund mit
7.8 μg/m³ höher als in Brugg, der Anteil Eisenoxid mit ca. 3 μg/m³ allerdings in der gleichen
Relation. Die Untersuchung der Partikelgrößenverteilung zeigte, dass an den Messstandor-
ten sowohl PM10 als auch Grobstaub auftraten, darunter auch grobe Eisenpartikel. Im Mittel
konnten in der Studie ca. 50 % der Partikel der PM10-Fraktion zugeordnet werden und 50 %
waren Partikel mit Durchmessern 10 bis 41 μm (über 41 μm wurde nicht gemessen).
Die Autoren verwiesen darauf, dass es nicht möglich war, aus den Konzentrationsdaten
PM10-Emissionsfaktoren für den Eisenbahnverkehr abzuschätzen. Dies wurde neben den
relativ geringen Zusatzbelastungen dadurch verhindert, weil die Verdünnungsverhältnisse
(Meteorologie und Strömungsbedingungen vorbeifahrender Züge) an den Messstellen nicht
bekannt waren.
Zusätzliche Immissionsmessungen des Paul Scherrer Instituts an den o. g. Standorten Basel
und Brugg zeigten folgende Ergebnisse:
Die Korrelation zwischen Immission und Zugfrequenz zeigte sich in Basel und Brugg unter-
schiedlich. Dies ist in der
Abb. 10.1
aufgezeigt. In Basel korrelieren die Staubkonzentratio-
nen gut mit den Zugfrequenzen und legten nahe, dass der Schienenverkehr für einen Teil
der Immission verantwortlich ist.

image
Ingenieurbüro Lohmeyer
114
Abb. 10.1: Tagesgang der PM41- und PM10-Immissionen sowie der Zugfrequenzen im Bas-
ler Bahnhof und am Standort Brugg, Mittelwerte über alle Tage mit Beobachtun-
gen (Quelle: BUWAL, 2002)
Wie viel die speziellen Windverhältnisse in der Bahnhofshalle (stagnierende Luftmasse) zur
Erhöhung der Immissionen beitragen, blieb allerdings unklar. In Brugg ist die Situation an-
ders, die erhöhten Immissionen konnten dort nicht eindeutig dem Schienenverkehr zugeord-
net werden. Die Analysen belegten sogar, dass zumindest die Morgenspitze der PM10-Im-
missionen von anderen, lokalen Quellen stammen musste.
Ein wesentlicher Teil des gemessenen Eisens stammt aus Partikeln mit Durchmessern grö-
ßer als 10 mm. Werden Partikel bis maximal 22 mm analysiert, so stammen in Brugg knapp

image
Ingenieurbüro Lohmeyer
115
30 % und in Basel knapp 40 % des Eisens aus Partikeln mit Durchmessern zwischen 10 mm
und 22 mm. Dies bestätigte lt. der Autoren oben aufgeführte Aussage, dass nur ein Teil des
gesamten Bremsabriebes Partikel kleiner 10 μm sind.
Die Bewegung von Zügen führt zu Aerosolen mit Durchmessern ab ca. 1 μm und hat kaum
einen Einfluss auf Aerosole kleiner als 1 μm. Bei den einfahrenden Zügen entstehen im
Durchschnitt größere Partikel mit größerer Masse als bei ausfahrenden Zügen (siehe
Abb. 10.2
).
Abb. 10.2: Partikelgrößenverteilung Ein- und Ausfahrender Züge in Basel
(Quelle: BUWAL, 2002)
Für diese ,,großen’’ Partikel kommt lt. der Autoren in erster Linie die
Aufwirbelung
, mögli-
cherweise auch durch die aussteigenden Passagiere als Entstehungsmechanismus in Frage.
Die von INFRAS/METEOTEST (2001) durchgeführten Sensitivitätsanalysen mittels Immis-
sionsmodell deuten darauf hin, dass für die Schweiz von einer PM10-Gesamtemission aus
dem Schienenverkehr zwischen 800 und 1200 t/a ausgegangen werden kann. Hierbei kann

Ingenieurbüro Lohmeyer
116
der Unterschied in den Immissionssituationen zwischen Basel und Brugg nur nachgebildet
werden, wenn ein Beitrag durch Aufwirbelung willkürlich von ca. 30 % angenommen wird,
der einen geringeren Eisenanteil hat als Brems- und Schienenabrieb. Daher würde lt. Aus-
sage der Autoren die Gesamt-PM10-Emissionen zu ca. 60 % aus Eisen bestehen.
In einer abschließenden Bewertung kamen die Autoren zu folgendem Schluss:
An extrem frequentierten Bahnstandorten ist eine Erhöhung der Immissionen mess-
bar. Sie lag beim Güterverkehrsstandort Brugg bei ca. 3 μg/m
³, wobei Hinweise be-
stehen, dass auch andere Quellen als der Bahnverkehr zu dieser Erhöhung beitra-
gen. Im schlecht durchlüfteten Standort Bahnhof Basel SBB betrug die Erhöhung
8 μg/m
³. Sie ist dem Zugsverkehr, dem übrigen Bahnhofsbetrieb und anderen lokalen
Quellen zuzuschreiben.
Ein wesentlicher Teil der bahnbedingten Emissionen liegt nicht als PM10, sondern in
Form größerer Partikel vor.
Diese Resultate zeigen den aktuellen Stand des Wissens auf. Die Unsicherheiten
sind bei den Emissions-/Immissionsmessungen und den Sensitivitätsanalysen noch
sehr groß. Die statistische Basis ist für Verallgemeinerungen noch zu schwach.
Auf Grund der PM10-Tagesmittelwerte und deren Eisenanteile scheint es, dass in
Brugg der größte Teil der Differenz zum Hintergrundstandort vom Schienenverkehr
verursacht wird. Analysiert man jedoch die zeitlich aufgelösten Werte, so fehlt die
Korrelation mit den Zugsfrequenzen. Der gemessene Tagesverlauf stimmt hingegen
besser mit dem Straßenverkehr überein. Damit bleibt die Frage noch unbeantwortet,
welcher Teil der gemessenen Differenzen zwischen Bahnstandort und Hintergrund
effektiv vom Schienenverkehr verursacht wird.
Von den Autoren wird auf den dringenden weiteren Untersuchungsbedarf hingewie-
sen. Dies betrifft insbesondere Emissionsmessungen auf Bremsenprüfständen und
weiterführende detaillierte Immissionsmessungen einschließlich Inhaltsstoffanalysen
an unterschiedlichen Messpunkten im Bereich stark frequentierter Bahnlinien.
Die durchgeführte Literaturrecherche zur
Quellgruppe Flugverkehr
lieferte nur Hinweise auf
Untersuchungen zur Problematik nicht auspuffbedingter Partikelemissionen der BUWAL
(2001b).

Ingenieurbüro Lohmeyer
117
Dort werden folgende PM10-Emissionsfaktoren angegeben:
Reifenabrieb
50.3 g/LTO
Bremsabrieb
0.10 g/LTO
Pistenabrieb
140 g/LTO
LTO= Landing and Take-Off Zyklus
Die US-EPA und die bereits im Kapitel 5 genannten europäischen Emissionsdatenbanken
CORINAIR und RAINS, aber auch die ICAO-Datenbank beinhalten keine PMx-Emissions-
faktoren oder Emissionsmodelle für die genannten Emissionsprozesse für den Luftverkehr.
Auch aus Deutschland sind keine dahingehenden Untersuchungen oder Studien bekannt.

Ingenieurbüro Lohmeyer
118
11 ZUSAMMENFASSUNG
Die besondere Gesundheitsrelevanz feiner Staubpartikel fand ihren Niederschlag u. a. in der
RL 1999/30/EG und der 22. BImSchV. Die dort festgelegte Aufstellung von Luftreinhalteplä-
nen erfordert die Kenntnis der relevanten PM10-Emittenten. Mehrere Literaturhinweise deu-
ten auf Abrieb- und Aufwirbelung aus dem Verkehrsbereich als bedeutende PM10-Emissi-
onsquelle und die Bedeutung der Partikelanzahl-Verteilung in diesem Teilchengrößenbereich
hin. Das Landesamt für Umwelt und Geologie Sachsen (LfUG) ist für die Aufstellung und
Fortschreibung des sächsischen Emissionskatasters zuständig. Für die Staubemissionen der
Emittentengruppe Verkehr werden gegenwärtig die Motoremissionen von Straßenverkehr,
Luftverkehr, Schienenverkehr (Dieseltraktion) und Binnenschifffahrt berücksichtigt. Nicht aus-
reichend berücksichtigt sind Staubemissionen infolge Aufwirbelung und Abrieb durch Stra-
ßen-, Luft- und Schienenverkehr sowie der Offroadverkehr (Land- und Forstwirtschaft, Mili-
tär, Bauwirtschaft, Landschaftspflege, Garten, Hobby).
Ziel des FuE-Vorhabens sollte deshalb sein, eine praktikable Methodik zur Berechnung der
sächsischen PM10-Emissionen durch Abrieb und Aufwirbelung aus dem Verkehr im Sinne
einer schnell verfügbaren pragmatischen Lösung zu entwickeln, die Emissionen damit abzu-
schätzen und die Ergebnisse - soweit möglich - zu überprüfen. Die Ableitung eines grund-
sätzlich neuen, physikalisch fundierteren Modells der PM10-Emissionsprozesse infolge Stra-
ßenverkehr war nicht Aufgabe dieses Projektes. Diese längerfristige Lösung ist aber nach
wie vor anzustreben.
Im Rahmen der Umsetzung des Projektes erfolgte zunächst eine Auswertung von in Sach-
sen vorhandenen Immissionsschutzmessdaten, die unter Nutzung verschiedener Methodi-
ken eine erste Orientierung der tatsächlich auftretenden PM10-Emissionen geben. Des
Weiteren wurde eine weltweite Literaturrecherche für alle zu betrachtenden Emittentengrup-
pen durchgeführt. Auf Grundlage der Ergebnisse dieser Arbeiten wurden Vorschläge für die
PM10-Emissionsbestimmung abgeleitet.
Ergebnisse der Datenauswertung an sächsischen Messstellen
Lützner Straße in Leipzig
Der PM10-Jahresmittelwert lag im Jahr 2003 (lufthygienisch ungünstiges Jahr) mit
46 μg/m³ deutlich über den ab 2005 einzuhaltenden Grenzwert von 40 μg/m³. An 132
Tagen wurde der Tagesgrenzwert von 50 μg/m³ überschritten. Im 12 Monatszeitraum

Ingenieurbüro Lohmeyer
119
11/2003 bis 10/2004 wurde ein PM10-Jahresmittelwert von 38 μg/m³ gemessen und 64
Überschreitungen des Tagesgrenzwertes festgestellt
Der PM10-Jahresmittelwert setzte sich für beide Auswertezeiträume aus ca. 49 %
regionaler Vorbelastung (Station Collmberg), aus ca. 11 % bzw. 13 % städtischer Zu-
satzbelastung und aus ca. 38 % bzw. 40 % verkehrsbedingter Zusatzbelastung durch
die Lützner Straße zusammen.
Infolge der Verkehrsabnahme von werktags (Mo bis Fr) auf sonntags um ca. 36 % so-
wie des Schwerverkehrs um 80 % ist eine Abnahme des PM10-Verkehrsbeitrages in
der Lützner Straße um ca. 45 % bzw. 47 % zu verzeichnen. Diese Abnahme zeigt auch
der NO
x
-Verkehrsbeitrag.
Das Verhältnis PM10/NO
x
liegt für die Gesamtbelastung im Wochenmittel an der Lütz-
ner Straße bei 0.31, in Leipzig-West bei 0.84 und am Collmberg bei 1.5. Für den Ver-
kehrsbeitrag liegt dieser Wert im Mittel bei 0.17.
Mittels NO
x
-Tracermethode wurden tagesmittlere PM10-Emissionsfaktoren bestimmt.
Dieser variieren im Laufe des Jahres zwischen ca. 0.05 und 0.2 g/(km
Fzg). Im Jah-
resmittel wurde für beide Messzeiträume ein Wert von 0.11 g/(km
Fzg) ermittelt. Die-
ser ist etwa 5-mal größer als der mittels HBEFa2.1 berechenbare Auspuffemissions-
faktor, aber auch deutlich niedriger, als in Lohmeyer (2001) aus der damaligen vierwö-
chigen Messkampagne abgeleitet. Aufgrund der starken Abnahme des LKW-Anteils
am Sonntag ist er ca. 30 % niedriger als an Werktagen. Unter Annahme eines linearen
Zusammenhanges zwischen PM10-Emissionsfaktor und LKW-Anteil konnte aus dem
werktags/sonntags-Vergleich eine Differenzierung des Gesamtemissionsfaktors für
PKW (0.044 g/(km
PKW)) und LKW (1.8 g/(km
LKW)) erfolgen. Die abgeleiteten
PM10-Emissionsfaktoren für die beiden Messzeiträume unterscheiden sich nicht rele-
vant. Unter Berücksichtigung dieser Emissionsfaktoren und der Fahrleistungen für
PKW und LKW auf der Lützner Straße werden die in der Lützner Straße vorliegenden
PM10-Zusatzbelastungen im Wochenmittel zu ca. 40 % von PKW und zu ca. 60 % von
LKW verursacht. Da der Verkehrsbeitrag der Immissionen im Wochenmittel bei ca.
40 % der Gesamtbelastung liegt, so kann aus den abgeleiteten Daten ein PM10-Im-
missionsanteil infolge des PKW-Verkehrs auf der Lützner Straße von ca. 16 % und in-
folge des LKW-Verkehrs von ca. 24 % an der Gesamtbelastung abgeschätzt werden.

Ingenieurbüro Lohmeyer
120
Mittels Rückrechnung mit dem 3dimensionalen Ausbreitungsmodell MISKAM wurde ein
jahresmittlerer PM10-Emissionsfaktor von 0.12 g/(km
Fzg) ermittelt. Dieser vergleicht
sich gut mit den aus der NO
x
-Tracermethode abgeleiteten.
An Werktagen mit Regen (Niederschlagssumme größer 0.1 mm) nimmt die PM10-Ge-
samtbelastung um 28 % und die PM10-Zusatzbelastung um 27 % gegenüber der mitt-
leren Werktagskonzentration ab. Mit zunehmender Trockenheit steigt sowohl die Ge-
samt- als auch die Zusatzbelastung und liegt z. B. am dritten trockenen Tag ca. 70 %
(PM10-Gesamtbelastung) bzw. 60 % (Zusatzbelastung) höher als am Regentag. Die
mittels NO
x
-Tracermethode abgeleiteten PM10-Emissionsfaktoren zeigen im Jahr 2003
für Tage mit Niederschlagsmengen größer 0.1 mm mit ca. 8 % relativ geringe Abnah-
men. Diese ist deutlich geringer als die Reduktion der Zusatzbelastung. Der Einfluss
der an Regentagen günstigeren Ausbreitungsverhältnisse (z. B. durch höhere Windge-
schwindigkeiten) auf die Konzentrationen scheint damit größer zu sein als die Reduk-
tion der Partikelemissionen durch die feuchte Bindung des Staubes bzw. des Weg-
spülens von Straßenstaub. (Hinzuweisen ist allerdings auf möglicherweise zusätzliche
Effekte (z. B. Einfluss der Bedingungen an Regentagen auf die Messtechnik, eventu-
elles Ausspülen von Staub aus der Atmosphäre), die sich durch die verwendete NO
x
-
Tracermethode in den abgeleiteten Emissionsfaktoren niedergeschlagen haben
könnte. Diese Prozesse bzw. Einflüsse sind bisher nicht verstanden bzw. quantifizier-
bar, sodass die hier dargestellten Emissionseffekte des Regens mit größeren Unsi-
cherheiten behaftet sind.) Bei täglichen Niederschlagsmengen größer 1 mm sind Re-
duktionen in den Emissionen um ca. 16 % zu beobachten, bei mehr als 2 mm von ca.
20 %. Es deutet sich mit zunehmender Trockenheit eine Zunahme der PM10-Emissio-
nen an. Bereits am Tag nach dem Regen sind z. B. im Jahr 2003 die Emissionen höher
als am mittleren Werktag. Am zweiten trockenen Tag nach dem Regenereignis ist der
abgeleitete Emissionsfaktor im Mittel etwa 14 % höher als am mittleren Regentag bzw.
12 % höher als am mittleren Werktag ist. Dies sollte jedoch in der Größenordnung des
Fehlers bei der Bestimmung der Emissionsfaktoren liegen. Im Auswertezeitraum 11/03
bis 10/04 werden ähnliche Tendenzen beobachtet wie im Jahr 2003. Insgesamt scheint
der Einfluss des Niederschlages auf die tagesmittleren
PM10-Emissionen
mit kleiner
20 % eher gering zu sein.

Ingenieurbüro Lohmeyer
121
Schlesischer Platz und Bergstraße in Dresden
Anhand der Datenauswertungen kann für das Jahr 2003 (Dresden-Nord) bzw. für den Zeit-
raum Februar bis August 2003 (Bergstraße) Folgendes festgestellt werden:
Der PM10-Jahresmittelwert lag in Dresden Nord mit ca. 42 μg/m³ bzw. an der Berg-
straße mit 45 μg/m³ über den ab 2005 einzuhaltenden Grenzwert von 40 μg/m³. An
92 Tagen (Dresden-Nord) des Jahres 2003 bzw. 53 Tagen im eingeschränkten Mess-
zeitraum (Bergstraße) wurde der Tagesgrenzwert von 50 μg/m³ überschritten.
Der PM10-Jahresmittelwert setzte sich in Dresden-Nord ca. 64 % aus regionaler
Vorbelastung (Radebeul-Wahnsdorf), ca. 24 % aus städtischer Zusatzbelastung (Sta-
tion Dresden-Mitte minus Radebeul-Wahnsdorf) und ca. 12 % aus verkehrsbedingter
Zusatzbelastung durch die Hauptstraßen im Nahbereich der Station Dresden-Nord zu-
sammen. An der Verkehrsmessstation Dresden-Bergstraße beträgt der Anteil der regi-
onalen Hintergrundbelastung (Radebeul-Wahnsdorf) ebenfalls ca. 64 %. Der Anteil der
städtischen Hintergrundbelastung an der Gesamtbelastung liegt unter Berücksichti-
gung der eingeschränkten Repräsentativität der Station Dresden-Mitte für die Vorbe-
lastung in der Bergstraße sicherlich unter 87 %. Es muss hierbei zusätzlich noch der
eingeschränkte Auswertezeitraum bei der Bergstraße beachtet werden.
An den 4 Messstationen ist von werktags auf sonntags eine deutliche Abnahme sowohl
der PM10- als auch der NO
x
-Konzentrationen zu verzeichnen. Die Abnahme der durch
den Verkehr induzierten PM10-Konzentrationen von werktags auf sonntags liegt z. B.
an der Verkehrsmessstation Dresden-Nord für PM10 bei ca. 50 %, für die NO
x
-Kon-
zentration bei ca. 40 %.
Das Verhältnis von PM10/NO
x
beträgt im Wochenmittel an der Station Dresden-Nord
ca. 0.4, in Dresden-Mitte ca. 0.70 und in Radebeul-Wahnsdorf ca. 1.1. Damit sind
diese Werte vergleichbar mit den in Leipzig für die entsprechenden Stationsklassen
gefundenen Werten.
Mittels Rückrechnung mit dem 3dimensionalen Ausbreitungsmodell MISKAM wurde für
die Bergstraße ein jahresmittlerer PM10-Emissionsfaktor von 0.2 g/(km
Fzg) ermittelt.
Es sei darauf hingewiesen, dass dieser Wert aufgrund der Unsicherheit in der Vorbe-
lastungsbestimmung, durch die Verwendung der Winddaten an der Station Großer
Garten, welche zwar repräsentativ für das Stadtgebiet Dresden sind, aber nicht im glei-

Ingenieurbüro Lohmeyer
122
chen Zeitraum wie die Immissionsmessungen gemessen wurden, sowie durch den
eingeschränkten Messzeitraum mit Unsicherheiten behaftet ist. Eine Verbesserung der
Datensicherheit ist nur möglich, wenn nach Wiederinbetriebnahme der Bergstraße
PM10- und gleichzeitig NO
x
-Messungen in der Bergstraße und im Hintergrund durch-
geführt werden, einschließlich der Aufnahme repräsentativer Winddaten, und dann
diese Messdaten mittels NO
x
-Tracermethode und Rückrechnung mit MISKAM analy-
siert werden.
Zeppelinstraße in Görlitz
Anhand der Datenauswertungen kann für die ausgewerteten Bezugsjahre 2001 bis 2002
Folgendes festgestellt werden:
Der PM10-Jahresmittelwert lag mit ca. 30 bis 34 μg/m³ deutlich unter dem ab 2005 ein-
zuhaltenden Grenzwert von 40 μg/m³. Allerdings ist z. B. im Jahr 2002 der PM10-Ta-
gesgrenzwert deutlich überschritten.
Der PM10-Jahresmittelwert setzte sich ca. 50 % bis 60 % aus städtischer Vorbelastung
und ca. 40 bis 50 % aus verkehrsbedingter Zusatzbelastung durch die Zeppelinstraße
zusammen.
Infolge der Verkehrsabnahme von werktags (Mo bis Fr) auf sonntags ist eine Abnahme
des PM10-Konzentrationen um ca. 20 % und der NO
x
-Konzentrationen um ca. 40 % zu
verzeichnen.
Das Verhältnis PM10/NO
x
liegt für die Gesamtbelastung im Wochenmittel an der
Zeppelinstraße bei 0.40.
Mittels NO
x
-Tracermethode wurden für das Bezugsjahr 2002 PM10-Gesamtemissions-
faktoren von 0.18 bis 0.25 g/(km
Fzg) abgeschätzt. Mittels Rückrechnung mit dem
Ausbreitungsmodell PROKAS wurden Emissionsfaktoren zwischen 0.17 und
0.19 g(km
Fzg) abgeleitet. Dies vergleicht sich gut mit den aus der NO
x
-Tracer-
methode bestimmten Werten. Nur ca. 15 bis 19 % davon lassen sich mittels Auspuff-
emissionen nach HBEFa2.1 erklären. Der überwiegende Anteil muss deshalb auch hier
den nicht auspuffbedingten PM10-Emissionen zugeordnet werden.

Ingenieurbüro Lohmeyer
123
Aerosolmessungen in Leipzig
Das Institut für Troposphärenforschung Leipzig (IfT) führte Aerosolmessungen in der Eisen-
bahnstraße (Straßenschlucht), auf dem Gelände des Institutes (städtischer Hintergrund) und
in Melpitz (regionaler Hintergrund) durch. Diese Daten wurden vom IfT aufbereitet und im
Rahmen des vorliegenden Projektes zur Verfügung gestellt.
Anhand der Datenauswertungen kann für das Jahr 2003 Folgendes festgestellt werden:
Die Partikelanzahlkonzentrationen hängen sehr stark von der Partikelgröße ab. Die
Messwerte variieren über 4 Größenordnungen. Die mittlere Partikelanzahlkonzentra-
tion der Gesamtbelastung liegt in der Eisenbahnstraße bei ca. 22 000 Partikel/cm³, die
der Zusatzbelastung bei ca. 9 000 Partikel/cm³.
Die meisten Partikel sind bei allen Stationen in der Größenklasse 10 bis 100 nm
(Aitken mode) zu finden. Hier sind ca. 73 % der Gesamtpartikelanzahl vertreten. Parti-
kel im accumulation mode (100 bis 750 nm) tragen zu ca. 16 % zur Gesamtpartikelan-
zahl bei, Partikel im nucleation mode (3 bis 10 nm) etwa zu 11 %. Grobe Partikel (> 1
μm) sind nur in geringer Anzahl zu finden.
Betrachtet man die Differenz zwischen Eisenbahnstraße und IfT, dann zeigt auch diese
Zusatzbelastung eine ähnliche Anzahlverteilung wie die Gesamtbelastung. Auch hier
liegt das Maximum im aitken mode (ca. 74 %). Im accumulation mode finden sich ca.
12 % und im nucleation mode ca. 14 % der Partikel.
Für die Zusatzbelastungen (d. h. Konzentrationen an Station Eisenbahnstraße minus
IfT) von NO
x
und Partikelanzahlen der Durchmesser 10 bis 100 nm (aitken mode) wird
mit R
2
= 0.66 die beste Korrelation festgestellt. Die Korrelation im nucleation mode (3
bis 10 nm) ist mit R
2
= 0.53 nur geringfügig schlechter. Im accumulation mode (100 bis
750 nm) nimmt das Bestimmtheitsmaß deutlich auf R
2
= 0.24 ab. Dies ist ein deutlicher
Hinweis darauf, dass die Auspuffpartikel im Wesentlichen den ultrafeinen Partikeln zu-
geordnet werden können.
Der Verlauf der Wochengänge der Konzentrationen kann Hinweise auf Quellzuordnung
(PKW, LKW) und Minderungspotenzial geben. Deshalb wurden die Wochengänge der
NO
x
-und Partikelanzahlzusatzbelastungen erstellt. Es kann dabei festgestellt werden,
dass die NO
x
-Zusatzbelastungen in der Eisenbahnstraße infolge der Verkehrsabnahme
von werktags ca. 20 000 Kfz/d auf sonntags ca. 10 000 Kfz/d und insbesondere auf-

Ingenieurbüro Lohmeyer
124
grund der Abnahme der LKW-Fahrleistung um 75 % sonntags auf ca. 50 % der mittle-
ren werktäglichen NO
x
-Zusatzbelastung absinken. Die Gesamtpartikelzusatzbelastung
sinkt von werktags auf sonntags sogar um ca. 80 %. Dies korreliert gut mit der o. g.
Abnahme der LKW-Fahrleistung und weist bei den Partikelanzahlen auf die Dominanz
der Emissionen infolge der (dieselbetriebenen) LKW hin. Die Unsicherheit bei der Be-
stimmung der Zusatzbelastung für Partikelanzahlen im accumulation mode ist relativ
groß. Darauf weisen die häufig negativen Zusatzbelastungen hin.
Mittels NO
x
-Tracermethode konnte für die Eisenbahnstraße im Zeitraum 17.10. bis
31.12.2003 ein Partikelanzahlemissionsfaktor von ca. 1.4 10
14
Partikel/(km Fzg) abge-
leitet werden.
Ergebnisse der Literaturrecherche Straßenverkehr
Massebezogene Betrachtungen:
1. Über die Relevanz nicht auspuffbedingter PM10-Emissionen gibt es mittlerweile in der
wissenschaftlichen Gemeinschaft Konsens. Wesentlich sind hierbei die Komponenten
Reifen-, Brems- und Straßenabrieb sowie Wiederaufwirbelung (Resuspension) von
Straßenstaub. An vermessenen niederländischen Straßen scheinen nur Abriebe, nicht
aber die Resuspension von Straßenstaub relevant zu sein. Dies stellten Keuken et al.
(1999) fest, in dem sie mittels Emissionsfaktoren aus dem nationalen Emissionskataster
für Auspuff, Reifen-, Brems- und Straßenabrieb PM10-Immissionen berechneten und
diese mit Konzentrationsmessungen verglichen. Allerdings liegen die auspuffbedingten
Emissionsfaktoren der holländischen Emissionsdatenbank für das dort betrachtete Be-
zugsjahr 1997 etwa doppelt so hoch wie die aus dem (deutschen) Handbuch für Emissi-
onsfaktoren.
2. PM10-Emissionsmodelle für nicht auspuffbedingte Partikel sind nach unseren
Erkenntnissen derzeit in den USA (EPA-Modell), Norwegen (VLUFT-Modell), Schweden
(SMHI-Modell) und Deutschland (mod. EPA-Modell) im Einsatz. In der Schweiz werden
aus detaillierten Messungen an sechs Straßen mit unterschiedlichen Verkehrssituatio-
nen abgeleitete Emissionsfaktoren zur Beschreibung der Emissionen infolge Aufwirbe-
lung und Abrieb benutzt. In anderen Ländern wird entweder das EPA-Modell verwendet
oder die Emissionen aus dem Verhältnis zwischen PM10 und NO
x
-Immissionen abge-
leitet.

Ingenieurbüro Lohmeyer
125
3. Die Streubreiten der Abweichungen zwischen Messdaten und den Emissionsfaktoren
aus dem modifizierten EPA-Modell sind groß. Im Wesentlichen werden die nicht aus-
puffbedingten Emissionen vor allem im Bereich kleiner Emissionsfaktoren überschätzt,
im Bereich hoher Emissionsfaktoren (bei gering verfügbaren Datenkollektiv) eher unter-
schätzt.
4. Die US-EPA entwickelte in den letzten zwei Jahren ihr Modell dahingehend weiter, dass
der Einfluss von Regen berücksichtigt wird und weiterhin eine Separation der PM10-
Quellanteile Auspuff, Reifen- und Bremsabrieb und „Rest“ für amerikanische Verhält-
nisse möglich ist.
5. Sowohl VLUFT in Norwegen als auch das schwedische Modell berücksichtigen einen
geschwindigkeitsabhängigen Term, um die Staubaufwirbelung zu beschreiben. Das
EPA-Modell weist diese Abhängigkeit nicht auf. Hier werden die Staubbeladung der
Straße, das Gewicht der Fahrzeugflotte und die Regenhäufigkeit als Parameter verwen-
det. Die Schweizer Emissionsfaktoren differenzieren nach den Verkehrssituationen des
Handbuches für Emissionsfaktoren.
6. Der Einfluss des Regens auf die PM10-Emission scheint aufgrund der neuen Untersu-
chungen deutlich geringer zu sein, als dies 2001 angenommen wurde. Die US-EPA geht
nur noch von ca. 25 % Minderung an Regentagen aus, andere Untersuchungen (z. B.
Schulze, 2002) zeigen noch geringere bis gar keinen Einfluss auf die PM10-Emissionen.
Die Auswertung der Daten an der B 10 in Karlsruhe (Lohmeyer, 2004) weist an Werkta-
gen mit Regen auf eine Abnahme der Emissionsfaktoren von ca. 40 % hin, an Sonnta-
gen mit Regen wurde keine Abnahme (eher eine geringe Zunahme) gegenüber dem
mittleren trockenen Sonntag beobachtet. Gehrig et al. (2003) fanden an einer Straße
keine Abnahme der Emissionsfaktoren in Regenstunden und an einer anderen Straße
ca. 50 % Reduktion für den Anteil PM10-PM1. Die oben diskutierten Ergebnisse an der
Lützner Straße weisen an Werktagen auf Emissionsreduktionen von kleiner 20 % ge-
genüber dem mittleren trockenen Werktag hin.
7. Trockene Straßenreinigung scheint entsprechend amerikanischer Untersuchungen
(TRAKER-Messungen) keinen bzw. kurzzeitig sogar einen negativen Einfluss auf die
Höhe der PM10-Emissionsfaktoren zu haben (Etyemezian et al., 2003b; Kuhns et al.,
2003).

Ingenieurbüro Lohmeyer
126
8. Lohmeyer (2001) erläuterten, dass das SMHI-Modell aus Schweden wegen der dortigen
Spikereifen für die mitteleuropäischen Verhältnisse nicht anwendbar ist. Brandt et al.
(2002) zeigten auf, dass die Berechnung der PM10-Emissionen aus PM10/NO
x
-Verhält-
nissen zu deutlich unsicheren Ergebnissen führt als die Anwendung des modifizierten
EPA-Modells.
9. In den großen europäischen Emissionsdatenbanken, aber auch im amerikanischem
Emissionsmodell MOBILE6, sind Emissionsfaktoren für Brems- und Reifenabrieb und
z. T. für Straßenabrieb differenziert nach verschiedenen Fahrzeugklassen aber auch
Partikelgrößenklassen enthalten. Im neuesten Entwurf von CORINAIR ist dabei für Rei-
fen- und Bremsbelag auch eine Differenzierung nach Fahrzeuggeschwindigkeiten und
bei LKW vom Beladungsgrad angegeben. Die Unsicherheit in den Daten ist aufgrund
des begrenzt zur Verfügung stehenden Datenmaterials eher groß. Dies zeigt sich auch
daran, dass sich trotz der im Wesentlichen gleichen Datengrundlagen die angesetzten
Emissionsfaktoren z. B. zwischen CORINAIR und RAINS zum Teil deutlich unterschei-
den.
10. Gezielte Messungen zum Einfluss des Straßenzustandes bzw. der Art des
Fahrbahnbelages auf die PMx-Emission liegen bisher nicht vor. Von verschiedenen Au-
toren werden allerdings Hinweise über einen möglichen großen Einfluss gegeben. So
zeigten Lohmeyer (2003b) für eine Innerortsstraße in Brandenburg, dass beim Übergang
von geflicktem Kleinpflaster auf Asphalt eine deutliche PM10-Reduktion beobachtet
werden konnte. Allerdings konnten durch die neueren Datenauswertungen an der Lütz-
ner Straße in Leipzig (siehe oben) die extrem hohen Emissionsfaktoren der älteren (nur
vierwöchigen Messkampagne) nicht bestätigt werden. Die Konzentrationen und aus ei-
nem einjährigen Datenbestand neu abgeleiteten Emissionsfaktoren weisen dennoch auf
einen sehr hohen Anteil nicht auspuffbedingter PM10-Emissionen hin. Lohmeyer
(2003a) wiesen durch Messungen an der Göttinger Straße in Hannover nach, dass die
Staubbeladung dieser Straße trotz des dort vorliegenden guten Straßenzustandes höher
lag, als für die Lützner Straße in Leipzig mit einem sehr schlechten Belag. Dies unter-
stützt die von einigen Autoren geäußerte starke Kritik an der bisher als wichtigen Para-
meter verwendeten Staubbeladung im PM10-Emissionsmodell. Bezüglich des Einflusses
des Fahrbahnzustandes auf die PM10-Emission ist somit weiterhin dringender For-
schungsbedarf gegeben.

Ingenieurbüro Lohmeyer
127
11. PM10- und PM2.5- bzw. PM1-Emissionsfaktoren liegen in einem größeren Umfang vor,
als dies im Jahr 2001 der Fall gewesen ist. Es sind auch durch ein Forschungsprojekt
der Bundesanstalt für Straßenwesen (Lohmeyer, 2004) PM10-Messungen und daraus
abgeleitete Emissionsfaktoren für Autobahnen und Außerortsstraßen bekannt. In diesem
Forschungsprojekt wurde ein Vorschlag für die nicht auspuffbedingten PM10-Emissi-
onsfaktoren für solche Straßentypen erarbeitet. Diese Emissionsfaktoren für Autobah-
nen liegen deutlich niedriger als durch das modifizierte EPA-Modell angenommen.
Anzahlbezogene Betrachtungen:
12. Detaillierte Untersuchungen von verschiedenen Messkampagnen zu den Partikelanzahl-
verteilungen und -emissionsfaktoren werden in der Literatur beschrieben.
13. In Tunneln dominieren dabei die Partikel in der Größenklasse 0.1 bis 1 μm. In der Frak-
tion 2.5 bis 10μm wurden die geringsten Anzahlkonzentrationen bestimmt. Partikel, die
für Reifenabrieb und/oder Resuspension typisch sind, wurden dort nur in geringen Men-
gen gefunden.
14. Messergebisse zeigen, dass der Verkehr vor allem im Nanopartikelbereich (D <30 nm)
eine sehr hohe Partikelanzahl emittiert. Diese Partikel entstehen durch homogene
Nukleation, d. h. wenn das Fahrzeugabgas direkt nach der Auspuffemission sehr rasch
durch die Umgebungstemperatur abgekühlt wird.
15. Im Akkumulationsmode (50 bis 300 nm) liegt eine weitere wichtige Emissionsquelle.
Diese besteht zu einem erheblichen Anteil aus Rußpartikeln, welche sehr oft Dieselmo-
toren zugeordnet werden können.
16. Die Partikelanzahlkonzentrationen und Emissionsfaktoren zeigen im Coarse Mode (1 bis
10 μm) einen Tagesgang. Dieser wurde durch die entsprechenden Autoren mit Abrieben
und Resuspension begründet.
17. Die in der Literatur angegebenen Partikelanzahl-Emissionsfaktoren zeigen im Wesentli-
chen die gleiche Größenordnung. Unterschiede können durch verschiedene Messberei-
che, verkehrliche Einflussfaktoren und die räumliche Situation (Freiland, Tunnel, Stra-
ßenschlucht) erklärt werden.

Ingenieurbüro Lohmeyer
128
Vorschlag für PM10-Emissionsberechnung Straßenverkehr
Das bisherige allgemein verwendete massebezogene PM10-Emissionsmodell (mEPA) weist
deutliche Schwächen auf. Die größte ist die dort verwendete Staubbeladung der Straße als
wesentlicher Parameter, der zumindest für befestigte Straßen unter mitteleuropäischen Ver-
hältnissen nicht als primäre Einflussgröße angesehen werden kann (siehe z. B. Lohmeyer,
2001; Fitz, 2001; Lohmeyer, 2003c). Auch ist die für die Anwendung des mEPA-Modells ei-
gentlich notwendige Bestimmung der Staubbeladung für die zu betrachtende Straße nicht
praktikabel, da sehr aufwendig. Die Streuung der realen Messwerte um bisher verwendete
Standardwerte ist dagegen groß, wie bisher vorliegende Messungen an Innerortsstraßen
gezeigt haben. Es wird deshalb vorgeschlagen, nicht das modifizierte EPA-Modell zu verbes-
sern, sondern im Sinne einer notwendigen schnellen und pragmatischen Zwischenlösung
einen Ansatz zu wählen, der kompatibel mit den Verkehrssituationen im Handbuch für Emis-
sionsfaktoren ist und an die Vorgehensweise der Schweizer Arbeitsgruppen anknüpft. Diese
Vorgehensweise stellt kein grundsätzlich neues und physikalisch fundiertes Modell dar.
Diese längerfristige Lösung ist nach wie vor anzustreben.
Es wird im Folgenden für die Berechnung der PM10-Emissionsfaktoren einer Straße davon
ausgegangen, dass sie sich für das zu betrachtende Bezugsjahr (Bzj) zusammensetzen aus
den Emissionen aus dem Auspuff, den
d
irekten Emissionen (also ohne vorherige Deposition
auf der Straße) aus
Ab
rieben (Reifen, Bremsen und Straßenbelag) und einem Beitrag in-
folge der Wieder
auf
wirbelung (Resuspension) von Straßenstaub, also
(
)
(
)
10
(
)
10
(
)
e
10
Bzj
e
10
Bzj
e
Bzj
e
Auf
Bzj
PM
dAbr
PM
Auspuff
PM
=
PM
+
+
Dabei werden
e
Auspuff
10
(
Bzj
)
PM
, die Emissionsfaktoren aus dem Auspuff, entnommen aus dem
Handbuch für Emissionsfaktoren des Umweltbundesamtes (HBEFA). Für Abriebe und Auf-
wirbelung wird angesetzt, dass diese vom Bezugsjahr unabhängig sind, also
dAbr
PM
dAbr
e
PM
Bzj
e
10
10
(
)=
und
Auf
PM
Auf
e
PM
Bzj
e
10
10
(
)=
.
Der Beitrag der Wiederaufwirbelung wird gebildet aus dem prinzipiell zur Verfügung stehen-
den Straßenstaub (= Emissionspotenzial e
Pot
). Dieser besteht aus deponierten Abrieben (ggf.
auch aus gröberen Partikeln durch mechanische und/oder chemischen Einflüssen gebildet)
und von außen auf die Straße eingetragenen Partikeln also

Ingenieurbüro Lohmeyer
129
st
PM
Straße
PM
Brems
PM
ifen
PM
Pot
e
PM
e
e
e
e
Re
10
10
10
Re
10
=
10
+
+
+
Um dieses Staubpotenzial als PM10 aufzuwirbeln, bedarf es kinetischer Energie durch die
fahrzeugerzeugte Turbulenz. Der Straßenzustand und die Feuchte der Straßenoberfläche
können ebenfalls diesen Term beeinflussen.
Messtechnisch wird es sehr schwierig sein, direkte und indirekte (wiederaufgewirbelte) Ab-
riebsbeiträge zu separieren. Auch werden insbesondere für Reifenabrieb und Straßenabrieb
ähnliche Abhängigkeiten bei direkter und indirekter Emission vorliegen. Aus diesen Gründen
wird keine Entkopplung von direkten und indirekten Abriebsemissionen angesetzt.
Somit ergibt sich folgende Gleichung für die nicht auspuffbedingten PM10-Emissionen
e
F
F
(e
e
e
e
Rest
)
PM10
Straße
PM10
Brems
PM10
Re ifen
Zus tan d
kin
PM10
Auf / Ab
PM10
=
+
+
+
Die Emissionsfaktoren für die Reifen- und Bremsabriebe könnten differenziert nach den ver-
schiedenen Fahrzeugklassen europäischen Emissionsdatenbanken, wie z. B. der
CORINAIR-Emissionsfaktordatenbank (CORINAIR, 2003) oder RAINS (Lükewille et al.,
2002) entnommen werden. Diese Emissionsfaktoren weichen z. T. stark voneinander ab
bzw. werden von den Autoren z. B. für den Straßenabrieb als sehr unsicher bewertet. Aus
diesem Grund wird vorgeschlagen, die o. g. Abriebe mit den sonstigen nicht auspuffbeding-
ten Anteilen (e
Rest
) zusammenzufassen und mittels Anpassung an Messdaten festzulegen.
Hierzu bietet sich die von Gehrig et al. (2003) vorgeschlagene Vorgehensweise an, nach
Verkehrssituationen klassifizierte Emissionsfaktoren getrennt nach PKW und LKW (ähnlich
dem Vorgehen wie bei der Berechnung der Auspuffemissionen mittels Handbuch für Emis-
sionsfaktoren) zu verwenden. Dieses Vorgehen wird im Folgenden „Emissionsfaktorenan-
satz“ genannt.
Als Regenkorrektur wäre der Ansatz der US-EPA möglich. Die vorliegenden Untersuchungen
aus Europa für befestigte Straßen zeigen allerdings zum Teil widersprechende Abhängig-
keiten von der Regenmenge auf. Die örtlichen Regenhäufigkeiten (in Bezug auf Tagesnie-
derschlagssummen größer 0.1 mm) variieren meist nur gering um einen Wert von 0.5 in Ge-
bieten, in denen relevanter Fahrzeugverkehr zu verzeichnen ist. Außerdem ist in den Emis-
sionsfaktoren, welche der Ableitung der Emissionsfaktoren zugrunde gelegt wurden, der je-
weilige Regeneinfluss bereits beinhaltet. Deshalb wird vorgeschlagen, auf einen separaten
Regenkorrekturfaktor zu verzichten.
Bzgl. der Abhängigkeit des kinetischen Kopplungsgliedes von der Fahrzeuggeschwindigkeit

Ingenieurbüro Lohmeyer
130
liegen wenig Informationen vor. Das VLUFT-Modell geht von einer quadratischen Geschwin-
digkeitsabhängigkeit aus, das SMHI-Modell von einer quadratischen (PKW) und quadratwur-
zelabhängigen (LKW). Die TRAKER-Messungen zeigten eine von der Fahrzeuggeschwin-
digkeit lineare Abhängigkeit des Emissionsfaktors bei konstanten Emissionspotenzial, aller-
dings niedrigere Emissionspotenziale auf Hochgeschwindigkeitsstraßen, sodass sich beide
Abhängigkeiten konträr beeinflussen. Die im Entwurf von CORINAIR beinhalteten Reifen-
und Bremsabriebsemissionen sind abhängig von der Fahrzeuggeschwindigkeit, die Emissi-
onsfaktoren von z. B. Gehrig et al. (2003) durch ihre Differenzierung in Verkehrssituationen
ebenfalls. Aus diesem Grund wird vorerst vorgeschlagen, auf eine zusätzliche Abhängigkeit
von der Fahrzeuggeschwindigkeit zu verzichten und den Ansatz von verkehrssituationsab-
hängigen Emissionsfaktoren anzuwenden.
Die Straßenzustandskorrektur könnte sich an der vermuteten Abhängigkeit vom Straßenzu-
standsparameter nach Lohmeyer (2003a) orientieren. Dieser kann kontinuierlich Werte zwi-
schen 1.5 und 5 durchlaufen. In Ermangelung von konkreten messtechnisch erfassten Ab-
hängigkeiten zwischen Straßenzustand und nicht auspuffbedingten Emissionen kann derzeit
keine Korrektur-Funktion angesetzt werden. Es wird vorgeschlagen, dass in Anlehnung an
das derzeitig eingesetzte modifizierte EPA-Modell für Straßen im guten Zustand ein Wert 1,
für Straßen im schlechten Zustand ein Wert von 3.6 verwendet wird. Hier ist dringender For-
schungsbedarf gegeben. Somit ergeben sich für die beiden verbliebenen Faktoren
F
kin
= 1
F
Zustand
= 1 für Straßen im guten (Standardanwendung) und 3.6 im schlechten Zustand.
Hinweis: Ein schlechter Fahrbahnzustand liegt bei überwiegend sehr rissigen oder löchrigen
Fahrbahnoberflächen verbunden mit unbefestigten oder sehr verschmutzten Nebenanlagen
(Gehwege, Bankette, Randstreifen etc.) vor.
Es werden für die Berechnung der Emissionen für die Summe aus Reifen-, Brems-, Straßen-
und Kupplungsabrieb sowie Wiederaufwirbelung von eingetragenem Straßenstaub die in
folgender aufgeführten Emissionsfaktoren empfohlen.

Ingenieurbüro Lohmeyer
131
Verkehrssituation
Tempolimit
[km/h]
Anteil
Konstant
fahrt [%]
Stand
anteil
[%]
PM10-Auf/Ab [mg/km]
PKW inkl. LNF
SV
AB>120
-
22
200
AB_120
120
22
200
AB_100
100
22
200
AB_80
80
22
200
AB_60
60
22
200
AB_StGo
-
22
200
AO1
100
60
1
22
200
AO2
100
53
1
22
200
AO3
100
28
1
22
200
IO_HVS>50
60
46
1
22
200
Tunnel AB_100
100
10
200
Tunnel AB_80
80
10
200
Tunnel AB_60
60
10
200
Tunnel IO_HVS>50
60
46
1
10
200
HVS1
50
46
1
22
200
HVS2
50
52
1
30
300
HVS3
50
44
7
40
380
LSA1
50
44
7
40
380
HVS4
50
37
14
50
450
LSA2
50
32
20
60
600
LSA3
50
28
26
90
800
IO_Kern
50
23
33
90
800
IO_NS_dicht
50
32
5
90
800
In der bereits erwähnten Studie aus der Schweiz (Gehrig et al., 2003) werden anzahlbezo-
gene Partikelemissionsfaktoren für verschiedene Straßenklassifikationen angegeben. Für die
untersuchte innerstädtische Straße und die Autobahn sind die Emissionsfaktoren im Rahmen
der großen Streubreiten der in der Literatur angegebenen Faktoren vergleichbar mit den be-
kannten Untersuchungen. Mögliche Aspekte der Unterschiede wurden diskutiert.
Es werden folgende Emissionsfaktoren zur Verwendung im sächsischen Emissionskataster
vorgeschlagen:
Autobahn PKW/LNF
6.5*10
14
Partikel/km
SV
69*10
14
Partikel/km
Außerortsstraßen PKW/LNF 3.0*10
14
Partikel/km
SV
69*10
14
Partikel/km
Innerortsstraße PKW/LNF 1.0*10
14
Partikel/km
SV
54*10
14
Partikel/km

Ingenieurbüro Lohmeyer
132
Ergebnisse zu nicht auspuffbedingten Partikelemissionen von Geräten in Land- und
Bauwirtschaft
Für die Bestimmung der PMx-Emissionen infolge
landwirtschaftlicher Prozesse
wird von
IFEU Heidelberg vorgeschlagen, folgende Aktivitäten bzw. Emissionsfaktoren für die PM10-
Emissionen infolge Abrieben und Aufwirbelung anzusetzen:
Landwirtschaft
Feldarbeit
(2x Bodenbearbeitung, 1 x Ernte)
Nutzung von Straßen und Feldwegen
(50 % Straßen, 50 % Feldwege)
3 000 g PM/ha/a
1 362 g PM
10
/ha/a
53 g PM
10
/ km
302 g PM
2.5
/ha/a
IFEU 2004
Beispielrechnungen für die Situation in Sachsen zeigen, dass die Emissionen aus der Feld-
arbeit ca. 10-mal so hoch liegen wie durch die Nutzung von Straßen und unbefestigten
Feldwegen. Die Gesamtemissionen betragen demnach ca. 1 100 t PM
10
pro Jahr für 2002.
Die Feldarbeit leistet dabei mit ca. 1 000 t/a den dominierenden Beitrag zu den Gesamtemis-
sionen. Trotz der Berücksichtigung von 12.5 Arbeitsvorgängen bleibt die Fahrt zum Feld mit
ca. 100 t/a von untergeordneter Bedeutung.
Für die Bestimmung der PMx-Emissionen infolge
Prozesse aus der Bauwirtschaft
wird von
IFEU Heidelberg vorgeschlagen, folgende Emissionsfaktoren für die PM10-Emissionen in-
folge Abrieben und Aufwirbelung (Einheit = [t/ ha/ Monat]) anzusetzen:
EPA Beschreibung
IFEU Verwendung
PM
PM
10
PM
2.5
„Heavy Construction“
Straßenbau
1.345
0.270
0.055
„Homes“
Ein- & Zweifamilienhäuser
0.175
0.035
0.007
“Apartments”
Mehrfamilienhäuser & Nichtwohngebäude
0.625
0.125
0.025
Quelle
: /ARB 1997b/
IFEU 2004

Ingenieurbüro Lohmeyer
133
Beispielrechungen für die Bautätigkeit in Sachsen zeigten, dass die PM10-Emissionen in-
folge der Bautätigkeit ca. 5-mal niedriger als die PM10-Emissionen aus der Landwirtschaft
sind.
Ergebnisse zu nicht auspuffbedingten Partikelemissionen im Schienen- und Luftver-
kehr
Zu den nicht auspuffbedingten Emissionen infolge Schienen- und Luftverkehr liegen in der
Literatur nur sehr wenige Informationen vor. Die einzigen brauchbaren Emissionsfaktoren
wurden durch das Schweizer BUWAL veröffentlicht. Als Resultat von Untersuchungen aus
dem Jahr 1999 werden Emissionsfaktoren für mechanischen Abrieb im Offroad-Bereich an-
gegeben. Unter anderem werden für den Schienenverkehr folgende Werte zusammenge-
fasst:
Radabrieb 0.63 g/km
Bremsabrieb
10.4 g/km
Fahrleitungsabrieb 0.16 g/km
Schienenabrieb 2.75 g/km
Im Jahr 2002 veröffentlichte das BUWAL Ergebnisse neuerer Untersuchungen. Bzgl. der
Bremsabriebe stellten die Autoren unter Berücksichtigung der Unsicherheiten der Messun-
gen fest, dass die oben postulierten Emissionsfaktoren für den Bremsabrieb wesentlich zu
hoch liegen. Die neueren Messungen deuten darauf hin, dass sie um etwa einen Faktor 5
(also 10.4 g/km
1/5
2 g/km) reduziert werden müssten. Weil beladene Güterzüge einen
geringeren Feinstaubanteil aufweisen, könnte der Faktor sogar noch größer ausfallen. In
einer abschließenden Bewertung kamen die Autoren zu folgendem Schluss:
An extrem frequentierten Bahnstandorten ist eine Erhöhung der Immissionen mess-
bar. Sie lag beim Güterverkehrsstandort Brugg bei ca. 3 μg/m³, wobei Hinweise be-
stehen, dass auch andere Quellen als der Bahnverkehr zu dieser Erhöhung beitra-
gen. Im schlecht durchlüfteten Standort Bahnhof Basel SBB betrug die Erhöhung
8 μg/m³. Sie ist dem Zugsverkehr, dem übrigen Bahnhofsbetrieb und anderen lokalen
Quellen zuzuschreiben.
Ein wesentlicher Teil der bahnbedingten Emissionen liegt nicht als PM10, sondern in
Form größerer Partikel vor.

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Diese Resultate zeigen den aktuellen Stand des Wissens auf. Die Unsicherheiten
sind bei den Emissions-/Immissionsmessungen und den Sensitivitätsanalysen noch
sehr groß. Die statistische Basis ist für Verallgemeinerungen noch zu schwach.
Auf Grund der PM10-Tagesmittelwerte und deren Eisenanteile scheint es, dass in
Brugg der größte Teil der Differenz zum Hintergrundstandort vom Schienenverkehr
verursacht wird. Analysiert man jedoch die zeitlich aufgelösten Werte, so fehlt die
Korrelation mit den Zugfrequenzen. Der gemessene Tagesverlauf stimmt hingegen
besser mit dem Straßenverkehr überein. Damit bleibt die Frage noch unbeantwortet,
welcher Teil der gemessenen Differenzen zwischen Bahnstandort und Hintergrund
effektiv vom Schienenverkehr verursacht wird.
Von den Autoren wird auf den dringenden weiteren Untersuchungsbedarf hingewiesen. Dies
betrifft insbesondere Emissionsmessungen auf Bremsenprüfständen und weiterführende
detaillierte Immissionsmessungen einschließlich Inhaltsstoffanalysen an unterschiedlichen
Messpunkten im Bereich stark frequentierter Bahnlinien.
Für die Quellgruppe Flugverkehr gibt das BUWAL folgende nicht auspuffbedingte PM10-Par-
tikelemissionensfaktoren an:
Reifenabrieb
50.3 g/LTO
Bremsabrieb
0.10 g/LTO
Pistenabrieb
140 g/LTO
LTO = Landing and Take-Off Zyklus

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