Ziel der Luftverschmutzungsmodellierung ist die Abschätzung von Schadstoffkonzentrationen im Freien, die beispielsweise durch industrielle Produktionsprozesse, unfallbedingte Freisetzungen oder Verkehr verursacht werden. Die Luftverschmutzungsmodellierung wird verwendet, um die Gesamtkonzentration eines Schadstoffs zu ermitteln und die Ursache für außergewöhnlich hohe Werte zu finden. Bei Projekten in der Planungsphase kann der zusätzliche Beitrag zur bestehenden Belastung im Voraus abgeschätzt und die Emissionsbedingungen optimiert werden.

Abbildung 1. Globales Umweltüberwachungssystem/Management der Luftverschmutzung

Abhängig von den für den jeweiligen Schadstoff festgelegten Luftqualitätsnormen sind Jahresmittelwerte oder kurzzeitige Spitzenkonzentrationen von Interesse. Üblicherweise müssen Konzentrationen dort bestimmt werden, wo Menschen aktiv sind – also oberflächennah in einer Höhe von etwa zwei Metern über dem Boden.

Parameter, die die Schadstoffausbreitung beeinflussen

Zwei Arten von Parametern beeinflussen die Schadstoffausbreitung: Quellparameter und meteorologische Parameter. Bei Quellparametern sind die Konzentrationen proportional zur emittierten Schadstoffmenge. Bei Stäuben muss zur Bestimmung der Sedimentation und Ablagerung des Materials der Partikeldurchmesser bekannt sein (VDI 1992). Da die Oberflächenkonzentrationen mit größerer Schornsteinhöhe geringer sind, muss auch dieser Parameter bekannt sein. Außerdem hängen die Konzentrationen von der Gesamtmenge des Abgases sowie von dessen Temperatur und Geschwindigkeit ab. Wenn die Temperatur des Abgases die Temperatur der Umgebungsluft übersteigt, unterliegt das Gas einem thermischen Auftrieb. Seine Austrittsgeschwindigkeit, die sich aus dem Kamininnendurchmesser und dem Abgasvolumen berechnen lässt, bewirkt einen dynamischen Impulsauftrieb. Zur Beschreibung dieser Merkmale können empirische Formeln verwendet werden (VDI 1985; Venkatram und Wyngaard 1988). Es muss betont werden, dass nicht die Masse des jeweiligen Schadstoffes, sondern die des gesamten Gases für den thermischen und dynamischen Auftrieb verantwortlich ist.

Meteorologische Parameter, die die Schadstoffausbreitung beeinflussen, sind Windgeschwindigkeit und -richtung sowie vertikale thermische Schichtung. Die Schadstoffkonzentration ist proportional zum Kehrwert der Windgeschwindigkeit. Das liegt vor allem am beschleunigten Transport. Außerdem nimmt die turbulente Vermischung mit zunehmender Windgeschwindigkeit zu. Da sogenannte Inversionen (dh Situationen, in denen die Temperatur mit der Höhe zunimmt) eine turbulente Mischung behindern, werden maximale Oberflächenkonzentrationen während einer hochstabilen Schichtung beobachtet. Im Gegensatz dazu verstärken konvektive Situationen die vertikale Durchmischung und weisen daher die niedrigsten Konzentrationswerte auf.

Luftqualitätsstandards – zum Beispiel Jahresmittelwerte oder 98-Perzentile – basieren in der Regel auf Statistiken. Daher werden Zeitreihendaten für die relevanten meteorologischen Parameter benötigt. Idealerweise sollte die Statistik auf einer zehnjährigen Beobachtung beruhen. Liegen nur kürzere Zeitreihen vor, ist darauf zu achten, dass diese für einen längeren Zeitraum repräsentativ sind. Dies kann beispielsweise durch die Analyse längerer Zeitreihen von anderen Beobachtungsorten erfolgen.

Die verwendeten meteorologischen Zeitreihen müssen zudem repräsentativ für den betrachteten Standort sein, also die lokalen Besonderheiten widerspiegeln. Dies ist besonders wichtig in Bezug auf Luftqualitätsstandards, die auf Spitzenanteilen der Verteilung basieren, wie z. B. 98 Perzentilen. Wenn keine solche Zeitreihe zur Hand ist, kann ein meteorologisches Strömungsmodell verwendet werden, um eine aus anderen Daten zu berechnen, wie unten beschrieben wird.

Das Global Atmospheric Watch (GAW)-Programm (Miller und Soudine 1994) liefert Daten und andere Informationen über die chemische Zusammensetzung und verwandte physikalische Eigenschaften der Atmosphäre und ihre Trends mit dem Ziel, die Beziehung zwischen der sich ändernden atmosphärischen Zusammensetzung und den Änderungen der globalen Atmosphäre zu verstehen und regionales Klima, der weiträumige atmosphärische Transport und die Ablagerung potenziell schädlicher Substanzen über terrestrische, Süßwasser- und Meeresökosysteme sowie der natürliche Kreislauf chemischer Elemente im globalen System Atmosphäre/Ozean/Biosphäre und anthropogene Auswirkungen darauf. Das GAW-Programm besteht aus vier Aktivitätsbereichen: dem Global Ozone Observing System (GO3OS), der globalen Überwachung der atmosphärischen Hintergrundzusammensetzung, einschließlich des Background Air Pollution Monitoring Network (BAPMoN); Ausbreitung, Transport, chemische Umwandlung und Ablagerung von Luftschadstoffen über Land und Meer auf unterschiedlichen Zeit- und Raumskalen; Schadstoffaustausch zwischen der Atmosphäre und anderen Umweltkompartimenten; und integrierte Überwachung. Einer der wichtigsten Aspekte des GAW ist die Einrichtung von Quality Assurance Science Activity Centers zur Überwachung der Qualität der im Rahmen des GAW produzierten Daten.

Konzepte der Luftverschmutzungsmodellierung

Wie oben erwähnt, ist die Schadstoffausbreitung abhängig von Emissionsbedingungen, Transport und turbulenter Vermischung. Die Verwendung der vollständigen Gleichung, die diese Merkmale beschreibt, wird Eulersche Dispersionsmodellierung genannt (Pielke 1984). Bei diesem Ansatz müssen Zu- und Abgänge des betreffenden Schadstoffs an jedem Punkt auf einem imaginären räumlichen Raster und in bestimmten Zeitschritten bestimmt werden. Da diese Methode sehr komplex und rechenintensiv ist, kann sie in der Regel nicht routinemäßig gehandhabt werden. Für viele Anwendungen kann es jedoch unter Verwendung der folgenden Annahmen vereinfacht werden:

• keine Änderung der Emissionsbedingungen mit der Zeit

• keine Änderung der meteorologischen Bedingungen während des Transports

• Windgeschwindigkeiten über 1 m/s.

In diesem Fall kann die oben genannte Gleichung analytisch gelöst werden. Die resultierende Formel beschreibt eine Fahne mit Gaußscher Konzentrationsverteilung, das sogenannte Gaußsche Fahnenmodell (VDI 1992). Die Verteilungsparameter hängen von den meteorologischen Bedingungen und der Leeentfernung sowie von der Schornsteinhöhe ab. Sie müssen empirisch ermittelt werden (Venkatram und Wyngaard 1988). Situationen, in denen Emissionen und/oder meteorologische Parameter zeitlich und/oder räumlich erheblich variieren, können durch das Gaussian Puff Model (VDI 1994) beschrieben werden. Bei diesem Ansatz werden verschiedene Puffs in festen Zeitschritten ausgesandt, die jeweils ihrem eigenen Weg entsprechend den aktuellen meteorologischen Bedingungen folgen. Auf seinem Weg wächst jeder Zug entsprechend der turbulenten Mischung. Parameter, die dieses Wachstum beschreiben, müssen wiederum aus empirischen Daten ermittelt werden (Venkatram und Wyngaard 1988). Es muss jedoch betont werden, dass zur Erreichung dieses Ziels Eingabeparameter mit der erforderlichen zeitlichen und/oder räumlichen Auflösung verfügbar sein müssen.

Bei unfallbedingten Freisetzungen oder Einzelfallstudien ist ein Lagrange- oder Partikelmodell (VDI-Richtlinie 3945, Teil 3) wird empfohlen. Das Konzept dabei ist, die Wege vieler Partikel zu berechnen, von denen jedes eine feste Menge des betreffenden Schadstoffs darstellt. Die einzelnen Pfade setzen sich aus Transport durch den mittleren Wind und aus stochastischen Störungen zusammen. Aufgrund des stochastischen Anteils stimmen die Bahnen nicht vollständig überein, sondern bilden die Mischung durch Turbulenzen ab. Grundsätzlich sind Lagrange-Modelle in der Lage, komplexe meteorologische Bedingungen zu berücksichtigen - insbesondere Wind und Turbulenzen; Felder, die durch die unten beschriebenen Strömungsmodelle berechnet wurden, können für die Lagrange-Ausbreitungsmodellierung verwendet werden.

Ausbreitungsmodellierung in komplexem Gelände

Müssen Schadstoffkonzentrationen in strukturiertem Gelände bestimmt werden, kann es erforderlich sein, topographische Effekte auf die Schadstoffausbreitung in die Modellierung einzubeziehen. Solche Effekte sind zum Beispiel Transporte, die der topografischen Struktur folgen, oder thermische Windsysteme wie Meeresbrisen oder Gebirgswinde, die im Tagesverlauf die Windrichtung ändern.

Wenn solche Effekte in einem viel größeren Maßstab als das Modellgebiet auftreten, kann der Einfluss anhand meteorologischer Daten berücksichtigt werden, die die lokalen Eigenschaften widerspiegeln. Stehen solche Daten nicht zur Verfügung, kann die topographisch der Strömung aufgeprägte dreidimensionale Struktur durch Verwendung eines entsprechenden Strömungsmodells gewonnen werden. Basierend auf diesen Daten kann die Ausbreitungsmodellierung selbst durchgeführt werden, wobei eine horizontale Homogenität angenommen wird, wie oben im Fall des Gaußschen Plume-Modells beschrieben. In Situationen, in denen sich die Windverhältnisse innerhalb des Modellgebiets jedoch erheblich ändern, muss die Ausbreitungsmodellierung selbst die dreidimensionale Strömung berücksichtigen, die von der topografischen Struktur beeinflusst wird. Wie oben erwähnt, kann dies unter Verwendung eines Gaußschen Puffs oder eines Lagrange-Modells erfolgen. Eine andere Möglichkeit besteht darin, die komplexere Eulersche Modellierung durchzuführen.

Um die Windrichtung in Übereinstimmung mit dem topographisch strukturierten Gelände zu bestimmen, kann eine massenkonsistente oder diagnostische Strömungsmodellierung verwendet werden (Pielke 1984). Mit diesem Ansatz wird die Strömung an die Topographie angepasst, indem die Anfangswerte so wenig wie möglich verändert werden und ihre Masse konstant gehalten wird. Da dies ein Ansatz ist, der zu schnellen Ergebnissen führt, kann er auch verwendet werden, um Windstatistiken für einen bestimmten Standort zu berechnen, wenn keine Beobachtungen verfügbar sind. Dazu werden geostrophische Windstatistiken (dh obere Luftdaten von Rawinsonden) verwendet.

Sollen jedoch thermische Windsysteme genauer betrachtet werden, müssen sogenannte Prognosemodelle verwendet werden. Je nach Maßstab und Steilheit des Modellgebietes bietet sich ein hydrostatischer oder der noch komplexere nicht-hydrostatische Ansatz an (VDI 1981). Modelle dieser Art benötigen viel Rechenleistung, sowie viel Erfahrung in der Anwendung. Konzentrationsbestimmungen auf Basis von Jahresmitteln sind mit diesen Modellen im Allgemeinen nicht möglich. Stattdessen können Worst-Case-Studien durchgeführt werden, indem nur eine Windrichtung und die Windgeschwindigkeits- und Schichtungsparameter berücksichtigt werden, die zu den höchsten Oberflächenkonzentrationswerten führen. Wenn diese Worst-Case-Werte die Luftqualitätsnormen nicht überschreiten, sind detailliertere Studien nicht erforderlich.

Abbildung 2. Topographische Struktur einer Modellregion

Abbildung 2, Abbildung 3 und Abbildung 4 zeigen, wie der Transport und die Abgabe von Schadstoffen in Bezug auf den Einfluss von Gelände- und Windklimatologien dargestellt werden können, die aus der Berücksichtigung von Oberflächen- und geostrophischen Windfrequenzen abgeleitet werden.

Abbildung 3. Oberflächenhäufigkeitsverteilungen, bestimmt aus der geostrophischen Häufigkeitsverteilung

Abbildung 4. Jährliche mittlere Schadstoffkonzentrationen für eine hypothetische Region, berechnet aus der geostrophischen Häufigkeitsverteilung für heterogene Windfelder

Ausbreitungsmodellierung bei niedrigen Quellen

Bei der Luftverschmutzung durch niedrige Quellen (z. B. Schornsteinhöhen in der Größenordnung der Gebäudehöhe oder Emissionen des Straßenverkehrs) muss der Einfluss der umliegenden Gebäude berücksichtigt werden. Die Emissionen des Straßenverkehrs werden bis zu einem gewissen Grad in Straßenschluchten aufgefangen. Es wurden empirische Formulierungen gefunden, um dies zu beschreiben (Yamartino und Wiegand 1986).

Schadstoffe, die von einem auf einem Gebäude befindlichen niedrigen Schornstein emittiert werden, werden in der Zirkulation auf der Leeseite des Gebäudes aufgefangen. Das Ausmaß dieser Leezirkulation hängt von der Höhe und Breite des Gebäudes sowie von der Windgeschwindigkeit ab. Daher sind vereinfachte Ansätze zur Beschreibung der Schadstoffausbreitung in einem solchen Fall allein anhand der Gebäudehöhe nicht allgemeingültig. Die vertikale und horizontale Ausdehnung der Lee-Zirkulation wurde aus Windkanalstudien (Hosker 1985) erhalten und kann in massenkonsistente Diagnosemodelle implementiert werden. Sobald das Strömungsfeld bestimmt ist, kann daraus der Transport und die turbulente Durchmischung der emittierten Schadstoffe berechnet werden. Dies kann durch Lagrange- oder Eulersche Dispersionsmodellierung erfolgen.

Genauere Untersuchungen – beispielsweise zu unfallbedingten Freisetzungen – können nur mit nicht-hydrostatischen Strömungs- und Ausbreitungsmodellen anstelle eines diagnostischen Ansatzes durchgeführt werden. Da dies im Allgemeinen eine hohe Rechenleistung erfordert, empfiehlt sich vor einer vollständigen statistischen Modellierung ein Worst-Case-Ansatz wie oben beschrieben.

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