Zusammenfassung
In den letzten Jahren sind aufgrund technologischer Veränderungen, insbesondere der Einführung des geregelten Katalysators, große Fortschritte bei der Emissionsreduktion von Kraftfahrzeugen erreicht worden, wie in Kapitel 5 bereits aufgezeigt wurde. Trotzdem stellen die Luftverschmutzung und die dadurch hervorgerufenen Gesundheitsund Umweltschädigungen ein relevantes Problem des heutigen motorisierten Verkehrs dar. Die externen Luftverschmutzungskosten des motorisierten Individualverkehrs (MIV) werden im ersten Abschnitt ermittelt. Eine ausführliche Beschreibung der zugrundegelegten Methodik erfolgt hier ebenso wie die Präsentation der berechneten Ergebnisse. Für die anderen Verkehrsmittel im deutschen Personenverkehr erfolgt in Abschnitt 8.2 die Berechnung der externen Luftverschmutzungskosten unter Zugrundelegung derselben Wertansätze wie für den Pkw. Im letzten Abschnitt 8.3 werden die externen Schadenskosten der personenverkehrsbedingten Luftverschmutzung bis zum Jahre 2020 auf Grundlage der BAU-Prognose aus Kapitel 5 berechnet.
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Literatur
Nach der Verordnung können zur Immissionsüberwachung von Straßenzügen mit hoher Verkehrsbelastung neben Messungen auch Modellrechnungen eingesetzt werden. Siehe hierzu z. B. Stern (1997).
Der bottom-up Ansatz kam bereits in mehreren europäischen externe Kosten-Studien zum Einsatz: ExterenE Transport (IER et al, 1997 und IER et al., 2000), QUITS (European Commission, 1998b) und RECORDIT (vgl. Weinreich et al., 2000). Der Wirkungspfadansatz wurde darüber hinaus in Rennings et al. (1999) und im Abschlußbericht der High Level Group of Infrastructure Charging (Friedrich und Ricci, 1999) als präferierte Methodik für die Berechnung der externen Luftverschmutzungskosten empfohlen.
Im Handbuch für Emissionsfaktoren des Straßenverkehrs wird nicht von Technologien sondern von Fahrzeugkonzepten als grobe Einteilung gesprochen. Fahrzeugkonzepte werden unterteilt nach gesetzlicher Vorschrift oder technischem Entwicklungsstand (z. B. konventionell, EURO 2, EURO 3...); bei den Fahrzeugschichten wird weiter differenziert nach Alter und Hubraumgröße der Kraftfahrzeuge.
Bei den Partikeln, die bei Verbrennungsprozessen in Diesel-Fahrzeugen entstehen, handelt es sich fast ausschließlich um Partikelgrößen ≤ 2.5 µm (vgl. Lahmann, 1996:73,126 oder IER et al., 1997:23f). Partikelemissionen durch Autoreifen-Abrieb und Aufwirbelung von Staub werden nicht betrachtet.
Diese Durchschnittsgeschwindigkeit, die über dem Tempolimit liegt, wird bei den Berechnungen im Handbuch für Emissionsfaktoren verwendet und basiert auf empirischen Untersuchungen (vgl. Infras, 1995).
Für eine genaue Beschreibung der luftchemischen Reaktionsgleichungen zur Bildung der Sekundärschadstoffe siehe IER (1999).
Ecoplan (1996), WHO (1999b) sowie IWW/Infras (2000) verzichten auch auf die Berechnung von Schäden durch verkehrliche SO2-Emissionen aufgrund der vernachlässigbaren Größenordnung.
Für eine genaue Auflistung aller Ursache-Wirkungs-Beziehungen, die in ExternE Transport und QUITS zur Anwendung kamen, siehe IER et al. (1997). Eine wichtige Modifikation liegt in der Anpassung der Korngrößen bei Partikeln auf den feineren Bereich von 2,5 µg, da im Verkehrsbereich, mit Ausnahme der Bildung der gröberen Nitrate (PM10), hauptsächlich feine Partikel emittiert werden. Die epidemiologischen Studien sind meistens für PM10 erstellt.
Genau diese Auswirkungsbereiche werden auch in der neuen Studie der World Health Organisation zu den Gesundheitskosten durch Luftverschmutzung des Straßenverkehrs in Frankreich, Österreich und der Schweiz untersucht und finden in der neusten Abschätzung zu den gesamten externen Kosten des Verkehrs von IWW/Infras (2000) Anwendung. Die in diesen Studien aufgeführten Ursache-Wirkungs-Zusammenhänge beinhalten die neusten epidemiologischen Erkenntnisse und beziehen aber auch ältere Forschungsergebnisse durch die Bildung eines “meta-analytic average” mit ein. Leider konnten sie für die Berechnungen in dieser Untersuchung nicht zur Anwendung kommen, da die Ergebnisse zum Zeitpunkt der eigenen EcoSense-Berechnungen noch nicht veröffentlicht waren. In einer weiteren, neuen Studie vom Umwelt-und Prognose-Institut e.V. (vgl. Teufel et al., 1999) werden, basierend auf einer schweizerischen Untersuchung (vgl. Ecoplan, 1996), über die oben genannten Gesundheitsschädigungen hinaus die folgenden kurz-und langfristigen Auswirkungsbereiche genannt: Abnahme von Lungenfimktion und Leistungsfähigkeit, Zunahme von Augenreizung, Pseudokrupp, Kopfschmerzen, Schulabsenzen und Absenzen vom Arbeitsplatz sowie Krebshäufigkeit und tägliche Sterblichkeit.
In einigen neueren Studien wird dem VLYL-Ansatz unter anderem aus den genannten Gründen nicht gefolgt und ein VSL von 1,4 bzw. 1,5 Millionen Euro angesetzt. (Siehe hierzu WHO (1999b) und IWW/Infras (2000)). In der Studie der WHO wird argumentiert, dass der VLYL-Ansatz nicht zu einem Ausgleich zwischen der eigentlich höher liegenden Zahlungsbereitschaft für Vermeidung eines sich abzeichnenden Todes im Verhältnis zum Unfalltod und der abnehmenden Zahlungsbereitschaft im höheren Lebensalter führt. Andererseits wurden die 1,4 Millionen Euro auch gewählt, weil sie ein Kompromiss zwischen einer ganzen Anzahl von Bewertungsstudien der letzten Jahre darstellen. Klarheit herrscht unter Ökonomen derzeit nur, dass ein Zahlungsbereitschafts-Ansatz, basierend auf dem Konzept der Wohlfahrtsökonomie, gegenüber dem Produktions-/Konsumverlust-Ansatz vorzuziehen ist.
Der DTV ist eigentlich eine dimensionslose Größe, da aber im Rahmen dieser Untersuchung immer ein 1 km langer Straßen-bzw. Autobahnabschnitt betrachtet wird, gibt die Anzahl DTV auch gleichzeitig die Fahrleistung in Fahrzeugkilometern (km) an.
yk beinhaltet die Ausbreitungsformel bzw. die Formel für die Bildung von Sekundärschadstoffen.
In Tabelle 20 zeigt sich auch das bereits diskutierte Ergebnis, dass die regionalen Resultate für die Schadstoffgruppe SO2/Sulfate in Ihrer Größenordnung und Unterschiedlichkeit nicht plausibel sind.
Der Faktor wird eingeführt, um die Ergebnisse aus dem fahrleistungsintensiveren Baden-Württemberg auf das bundesdeutsche Niveau zu setzen (BW: 87.796 Mio. km/10.272.000 Einwohner; D: 643.608 km/81.539.000 Einwohner). Das Verhältnis Fahrleistung zur Einwohnerzahl ist für die lokalen Luftverschmutzungseffekte wegen der in erster Linie hervorgerufenen Gesundheitsschäden von herausragender Bedeutung.
Nach der ExternE Transport Studie führt eine zusätzliche Einheit NOX durch die Verkehrsaktivität zu einer Reduzierung des Ozon und zur Verminderung der Ozonschäden. Begründet wird dies folgendermaßen: “Due to the complex and non-linear ozone formation processes, for certain NOX/NMVOC ratios an increase of NOX emissions at first lead to increasing ozone concentrations and after passing a “hill” to decreasing ozone concentrations. Therefore for the effect of NOX changes it is crucial, on which side of the hill one is starting. For the countries mentioned above (incl. Germany), the start lies beyond the hill, therefore an increase of NOX leads to benefits. It is desirable, to reach a situation “before the hill”, but that requires massive changes in NOX and NMVOC emissions, which is not the subject of the marginal analysis carried out here” (IER et al., 2000:218). In naher Zukunft ist allerdings dieser massive Rückgang der NOx-und VOC-Emissionen zu erwarten (vgl. Kapitel 5), und das Bild könnte sich deshalb sehr schnell verändern.
Angegeben werden bei Wickert (200!) für Motorrad 33,3 %, für Bus 30,5 % und für Pkw 30,3 % Innerorts-Verkehre für 1995 in Deutschland. Für leichte Lkw beläuft sich der Anteil auf 31,5 %, während bei schweren Lkw nur 17,9 % der Fahrten innerhalb von Ortschaften und Städten erfolgen.
Die Partikel (PM) Emissionen, die als Ursache für die lokalen Zusatzschäden dominieren, werden für alle Verkehrsmittel auch in ihrer weiträumigen Schadenswirkung erfasst. Für das Aggregat Bahn-Personen wurden die PM-Emissionen aber eher sehr hoch in Kapitel 5 berechnet, da für den schienengebundenen ÖPNV der gleich PM-Emissionsfaktor wie für die Eisenbahn angesetzt wurde, wobei allerdings im ÖPNV eigentlich kein Dieselantrieb vorkommt, der bei der Deutschen Bahn im Personenverkehr zu Buche schlägt. Deshalb fallen auch die weiträumigen Schadenskosten aufgrund von PM für Bahn-Personen sehr hoch aus, was eine Vernachlässigung eventuell möglicher lokaler Zusatzschäden für die Gesamtabschätzung hier zusätzlich rechtfertigt.
Die in Tabelle 21 aufgeführten Ergebnisse für verschiedene Technologien und Verkehrssituationen im MIV wurden auch schon mit dem gewichteten Durchschnittswertansatz für die weiträumigen Schäden berechnet.
Für die Elektrizitätserzeugung in der Region Stuttgart (Straßenbahn) wird ein Fuel-Mix mit 88 % Atomkraft zugrundegelegt, der zu weit niedrigeren spezifischen Emissionen führt (vgl. IER et al., 2000:198).
Die Studie von IWW/Infras (1995:159, 175ff) ermittelt rund 1 ECU/100 pkm Luftverschmutzungs-kosten (vergleichbar mit der eigenen Schätzung) und 1,08 ECU/100 pkm Klimakosten für das Jahr 1991. Durch die Einbeziehung der Klimawirkung der Emissionen in großer Höhe würden die Klimakosten auf über 16 ECU/100 pkm steigen.
Die Auslastungsgrade sind für Motorrad und Bus u.a. als konstant angenommen. Beim Pkw kommt es zu einer leichten Verringerung von 1,41 auf 1,36 Personen/Pkw von 1995 bis 2020. Vgl. Kapitel 5.2.
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Weinreich, S. (2004). Externe Luftverschmutzungskosten. In: Nachhaltige Entwicklung im Personenverkehr. Umwelt- und Ressourcenökonomie. Physica, Heidelberg. https://doi.org/10.1007/978-3-7908-2695-1_8
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