Numerische Simulation der Wirksamkeit photokatalytisch aktiver Betonoberflächen

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1 Bolte, G., Flassak, T. Numerische Simulation der Wirksamkeit photokatalytisch aktiver Betonoberflächen Einleitung In jüngster Vergangenheit rückt der Abbau von Luftschadstoffen durch Photokatalyse mehr und mehr in den Fokus. Besonders die Stickstoffmonoxide (NO) und Stickstoffdioxid (NO 2 ) lassen sich photokatalytisch leicht oxidieren und somit der Luft entnehmen. Eine Überprüfung der Schadstoffreduzierung in einer Freilandanwendung durch vergleichende Messungen ist aber aufgrund der zwangsläufigen gleichzeitigen Variation weitere Parameter wie z.b. Verkehrsdichte und Witterungsbedingungen nicht immer möglich. Es bestand daher die Aufgabe Freilandexperimente mit numerischen Modellen zu simulieren, um verlässliche Aussagen für die praktische Anwendung ableiten zu können. Die Berechnung der Konzentrationsverteilung der Stickoxide unter Berücksichtigung der Wirkung der photokatalytisch aktiven Betonoberfläche erfolgte dabei mit dem dreidimensionalen mikroskaligen Strömungs- und Ausbreitungsmodell MISKAM. Diese Simulationen bestätigen, dass die kontrollierte Entnahme der Stickstoffoxide durch photokatalytisch aktive Oberflächen auch in der Freilandanwendung zur Verbesserung der Luftqualität in verkehrsnahem Bereich beitragen kann. Photokatalyse als Lösungsansatz zum Schadstoffabbau In vielen Großstädten ist die Luftqualität als Folge der zunehmenden verkehrsbedingten Emissionen mittlerweile ein Problem. Neben dem vieldiskutierten Feinstaub sind vor allem Stickstoffoxide (NO, NO 2 ) die relevantesten Schadstoffe. Wegen deren Gesundheitsrelevanz wurden verbindliche Grenzwerte auf europäischer Ebene vorgeschrieben. In den meisten Großstädten wird der Grenzwert für NO 2 von 40 µg/m³ [1] jedoch deutlich überschritten. Aus heutiger Sicht ist die Einhaltung der Grenzwerte in der Nähe verkehrsreicher Straßen auch in naher Zukunft nicht möglich. Die Grenzwerte für die Emissionen von Personenkraftwagen sollen in den kommenden Jahren weiter gesenkt werden. Daher müssen die Automobilhersteller immer neue Anstrengungen unternehmen, um für ihre Fahrzeuge eine wirkungsvolle Abgasreinigung zu entwickeln. Für die Ottomotoren ist dies mit Hilfe des Drei-Wege- Katalysators bereits weitestgehend gelungen. Der Anteil von Stickstoffdioxid (NO 2 ) nimmt aber in den letzten Jahren an vielen verkehrsnahen Messstellen zu. Dies ist dem erhöhten Direktausstoß von Stickstoffdioxid durch Dieselfahrzeuge mit Oxidationskatalysator zuzuschreiben. Und selbst nach der Einführung umweltfreundlicherer Dieselfahrzeuge werden noch viele Jahre vergehen, bis alle Altfahrzeuge ausgetauscht sind. Es müssen also zusätzliche Maßnahmen erfolgen. Eine sinnvolle Ergänzung, um den Abbau der Schadstoffbelastung in unseren Städten voranzutreiben, ist die Photokatalyse. Viele Verbindungen werden durch Lichteinstrahlung, insbesondere von energiereicher UV-Strahlung, zersetzt. Dieser

2 natürliche Vorgang der Photolyse läuft in der Regel sehr langsam ab. Die Reaktion lässt sich aber durch sogenannte Photokatalysatoren beachtlich beschleunigen. Durch Energiezufuhr aus dem Sonnenlicht bilden sich auf deren Oberfläche hochreaktive Verbindungen, die in der Lage sind z.b. Stickstoffoxide (NO X ) zu oxidieren und somit der Umgebungsluft zu entnehmen [4,6]. Werden mineralische Baustoffe wie Beton mit solchen Photokatalysator-Partikeln hergestellt, wirken deren Oberfläche wiederum wie Photokatalysatoren und tragen aktiv zum Abbau von Luftschadstoffen bei. Prinzipiell kann jedes Betonprodukt so hergestellt werden, denn die Photokatalysatorpartikel haben keinen Einfluss auf die Gebrauchseigenschaften des Betons [2]. Besonders lohnenswert ist der Einsatz in der Nähe von hoch belasteten Verkehrsadern mit entsprechend hoher Luftschadstoffbelastung. Dort können Betonpflastersteine und Fahrbahndecken aus photokatalytisch aktivem Beton für eine bessere Luftqualität sorgen. Den wissenschaftlichen Nachweis des nachhaltigen Abbaus der Stickstoffoxidbelastung unter praxisnahen Bedingungen hat unter anderem das von der EU geförderte PICADA Projekt (Photocatalytic Innovative Coverings Applications for Depollution Assessment) erbracht [8]. Labormessungen zur Ermittlung der NO X -Abbaugeschwindigkeit Im Labormaßstab stehen verschiedene Messverfahren zur Verfügung, um die photokatalytische Aktivität von Oberflächen zu quantifizieren. Bei dem gängigsten Messverfahren (z.b. UNI11247 [12], ISO [9]) wird eine gasförmige Testsubstanz (z.b. Stickstoffoxide) kontinuierlich durch eine Kammer geleitet, welche den Prüfling enthält. Die Konzentrationsdifferenz in der Abluft während der Beleuchtung im Verhältnis zur Konzentration ohne Beleuchtung gilt als Maß der photokatalytischen Aktivität. Caus - Cein Prozentuale Minderungswirkung = 100 (F1) C C ein bzw. C aus sind die Eintritts- und Austrittskonzentrationen in bzw. aus der Prüfkammer. Beide Bewertungsgrößen können getrennt für NO und NO 2 oder NO X gebildet werden. Zu beachten ist, dass die prozentuale Minderungswirkung nach Gleichung (F1) nicht direkt mit Minderungswirkungen in der realen Umgebung vergleichbar ist. Es bestand nun die Aufgabe, Labor- und Freilandexperimente mit numerischen Modellen zu simulieren, um verlässliche Aussagen für die praktische Anwendung ableiten zu können. Die Berechnung der Konzentrationsverteilung der Stickoxide unter Berücksichtigung der Wirkung der photokatalytisch aktiven Betonoberfläche erfolgte mit Hilfe des prognostischen, dreidimensionalen, mikroskaligen Strömungs- und Ausbreitungsmodells MISKAM [5]. MISKAM wird zur Prognose von Schadstoffkonzentrationen in Straßen bis hin zu ganzen Stadtteilen verwendet und ist validiert nach Richtlinie VDI 3783 Blatt 9 [13]. Die in die Modellierung eingehende photokatalytische Abbaugeschwindigkeit kann nicht direkt gemessen werden, sondern muss aus Messungen abgeleitet werden. Dazu wurde im Laborversuch die NO X Abbaugeschwindigkeit (v d,bk ) bestimmt und um den Strömungswiderstand der ein

3 Laborprobenkammer bereinigt. Diese abgeleitete photokatalytische NO X Abbaugeschwindigkeiten (v pk ) wurden für die Simulation mit MISKAM verwendet. Für die Modellierung der Wirkung der photokatalytisch aktiven Betonoberflächen wurde ein Widerstandsmodell zur Modellierung der bodennahen Strömungen integriert. Die Modellierung der bodennahen Flüsse basiert auf einem in der VDI Richtlinie 3782 Blatt 5 [14] beschriebenen Widerstandsmodell. Der Fluss zum Boden ergibt sich aus dem Produkt der Konzentration und der Depositionsgeschwindigkeit. Die Depositionsgeschwindigkeit v d setzt sich zusammen aus dem Kehrwert von drei Widerständen, dem turbulenten r a, dem quasi-laminaren r b und einem Widerstand bedingt durch Adsorption und Photokatalyse r pk. 1 ν d = (F2) r + r + r a b pk In der Modellierung wird der aerodynamische Widerstand r a und der quasi-laminare Widerstand r b aufgrund der fahrzeuginduzierten turbulenten Strömung auf null gesetzt. Der Widerstand bedingt durch Adsorption und Photokatalyse r pk, bzw. der Kehrwert, der die Abbaugeschwindigkeit v pk darstellt, wurde aus Labormessungen abgeleitet. Aus den gemessenen Ein- und Austrittskonzentrationen der Laborversuche und dem Volumenstrom lässt sich die Abbaugeschwindigkeit v d,bk berechnen. Der photokatalytische Abbau von Schadstoffen entspricht in der Regel einer Kinetik 1. Ordnung und wird durch das Zeitgesetz 1. Ordnung beschrieben: kt C = C 0 e (F3) Hierbei ist k die Geschwindigkeitskonstante und t die Zeit. Die Geschwindigkeitskonstante k und die Abbaugeschwindigkeit v d,bk in der Prüfkammer sind verknüpft über das Volumen V der Prüfkammer und die photokatalytisch wirksame Oberfläche S. Bei der stationär durchströmten Prüfkammer mit einem Volumenstrom V kann die Abbaugeschwindigkeit v d,bk nach Gleichung (F4) ermittelt werden: V Cein ν d, BK = ln (F4) S Caus Mit der Abbaugeschwindigkeit v d,bk nach Gleichung (F4) kann aus Gleichung (F2) jedoch nicht der Widerstand r pk bzw. der Kehrwert hiervon, d.h. die Abbaugeschwindigkeit v pk bestimmt werden, da der turbulente Widerstand r a und quasilaminaren Widerstand r b für die Verhältnisse in der Prüfkammer nicht bekannt sind. Diese sind abhängig von der Geometrie der Beprobungskammer, dem eingestellten Volumenstrom und dem Energieeintrag in die Beprobungskammer. Aus diesem Grund wurde das Computational Fluid Dynamics (CFD) Modell PHOENICS eingesetzt, um die Widerstände r a und r b für die Prüfkammer zu bestimmen und anschließend die Abbaugeschwindigkeit v pk mittels Gleichung (F5) zu bestimmen. 1 v pk = (F5) 1 ( ra + rb ) PHOENICS v d, BK

4 Tab. 1 zeigt exemplarisch für verschiedene photokatalytisch wirksame Proben die Einund Ausgangskonzentration, die prozentuale Minderungswirkung entsprechend Gleichung (F1) für NO X sowie die berechnete und um die Strömungswiderstände der Prüfkammer bereinigte NO X Abbaugeschwindigkeit v pk nach Gleichung (F5). Tabelle 1 Gemessene Ein- und Austrittskonzentrationen, prozentuale Minderungswirkung und NO X -Abbaugeschwindigkeit v pk, bereinigt um die Strömungswiderstände der Prüfkammer. Probe (NO) ein (NO) aus (NO 2 ) ein (NO 2 ) aus Prozentuale Minderungswirkung NO X NO X - Abbaugeschwindigkeit v pk [ppb] [ppb] [ppb] [ppb] [%] [cm/s] A1 397,6 214,5 150,3 133,6 36,5 0,23 A2 403,2 162,6 149,7 117,8 49,3 0,41 A3 399,8 177,9 152,7 124,0 45,4 0,34 A4 400,7 246,7 153,6 159,4 26,7 0,14 A5 401,0 193,1 146,7 120,2 42,8 0,30 Für die Laborprüfkammer beträgt der Maximalwert der photokatalytischen NO X - Abbaugeschwindigkeit v pk 0,41 cm/s für Probe A2. Es wird daher bei den folgenden Simulationen mit einer photokatalytischen NO X -Abbaugeschwindigkeit v pk 0,4 cm/s gerechnet, sowie v pk 0,3 cm/s was einem Wirkungsgrad von 75% entspricht. Vergleichbare Abbaugeschwindigkeiten wurden auch in anderen Studien gefunden. So gibt Bruse et al. [3] die Abbaugeschwindigkeit mit 0,28 cm/s, Laufs et al. [10] ~ 0,3 cm/s an. Validierung des Rechenmodells durch die Simulation einer realen Anwendung Im nächsten Schritt wurde mit dem Ausbreitungsmodell MISKAM die Ergebnisse einer praktischen Anwendung der italienischen Stadt Bergamo simuliert, um zu überprüfen, ob sich mit den aus den Labormessungen gefundenen Abbaugeschwindigkeiten die in der Praxis gemessenen Minderungen einstellen. In der Via Borgo Pallazo in Bergamo (Abb. 1) wurde auf eine Länge von 500 m photokatalytisch aktives Pflaster verlegt. So entstand eine zusammenhängende photokatalytisch aktive Oberfläche von m². Wenige Wochen nach Abschluss der Bauarbeiten erfolgte eine erste Messreihe zur Erfassung der Luftqualität. Ein Messpunkt (69-TX) befand sich 160 cm über dem photokatalytischen Straßenbelag, der Referenz-Messpunkt (103-Asphalt) lag im weitern Verlauf der Straße im Bereich des konventionellen Asphaltbelages. Parallel wurden auch Wetterdaten, UV-A Strahlungsintensität und Verkehrszahlen erfasst.

5 Abb. 1a Abb. 1b Fotos des Straßenabschnittes der Via Borgo Pallazo in Bergamo (Italien) mit photokatalytisch wirksamen Betonpflastersteinen. Grün: Straßenabschnitt mit photokatalytisch wirksamen Betonpflastersteinen, Messstation bei Hausnummer 69. Weiß, orange und gelb: konventioneller nicht photokatalytisch aktiver Straßenbelag, Referenzmessstation bei Hausnummer 103. [7] Die Wirksamkeit der photokatalytisch aktiven Betonpflastersteine in der Via Borgo Palazzo wurde messtechnisch erstmals vom 6. bis 17. November 2006 untersucht. Der Mittelwert der NO X -Konzentration im Straßenabschnitt mit dem photokatalytisch aktiven Belag (69-TX) lag zwischen 9:00 und 17:00 Uhr im Mittel 44% niedriger im Vergleich zum Referenz-Messpunkt (103-Asphalt) [7]. Die zur Validierung des Modells notwendige Simulation erfolgte auf Basis der digitalisierten Gebäudeumrisse mit abgeschätzten Gebäudehöhen. Die eingerechneten Emissionen der Kraftfahrzeuge basieren auf den durchgeführten Verkehrszählungen. Diese fanden im Messzeitraum vom 6. bis 17. November 2006 an Werktagen zwischen 9:00 und 16:30 Uhr statt. Die ermittelte mittlere Verkehrsstärke betrug Kraftfahrzeuge pro Stunde im Bereich des photokatalytisch aktiven Straßenbelages und pro Stunde im Referenzbereich. Der Anteil an schweren LKW wurde nicht erhoben. Für die Emissionsbestimmung wurde ein Erfahrungswert von 3% angesetzt. Da die kraftfahrzeugbedingten Emissionsfaktoren für Italien ebenfalls nicht bekannt sind wurden ersatzweise die NO X Emissionsfaktoren für Deutschland des Handbuchs für Emissionsfaktoren [11] angesetzt - Leichtverkehr 0,56 g/(km Fzg) und Schwerverkehr 7,12 g/(km Fzg). Mit diesen Angaben ergeben sich in dem Straßenabschnitt mit photokatalytisch aktiven Betonpflastersteinen kraftfahrzeugbedingte NO X -Emissionen von 0,252 mg/(m s) und 0,340 mg/(m s) im Referenz-Straßenabschnitt. Die Querstrassen im Untersuchungsgebiet sind hinreichend entfernt, weshalb deren Emissionen nicht in die Rechnung eingehen. Die NO X -Vorbelastung wurde berechnet, sie ergibt sich durch Bildung der Differenz der Messwerte der NO X -Gesamtbelastung an der Referenzmessstelle (103-Asphalt) und der simulierten NO X -Zusatzbelastung des Kraftfahrzeugverkehrs an gleicher Stelle. Diese ist im besonderen Maße abhängig von der angesetzten mittleren Windgeschwindigkeit im Messzeitraum. Der Messwert der NO X -Gesamtbelastung beträgt 621 μg/m 3. Die simulierte NO X -Zusatzbelastung beträgt bei einer mittleren Windgeschwindigkeit (U) von 1,0 m/s 255 μg/m³ und 512 μg/m 3 bei einer mittleren Windgeschwindigkeit von 0,5

6 m/s. Die Angaben der Windgeschwindigkeit (U) beziehen sich immer auf eine Höhe von 10 m. Es ergibt sich rechnerisch eine NO X -Vorbelastung von 366 μg/m 3 bei einer mittleren Windgeschwindigkeit von 1,0 m/s bzw. von 109 μg/m³ bei einer mittleren Windgeschwindigkeit von 0,5 m/s. Anhand der Messwerte einer städtischen Hintergrund-Messstelle in Bergamo läst sich folgern, dass eine mittlere Windgeschwindigkeit zwischen 9:00 und 17:00 Uhr von 0,5 m/s plausibel ist. Tabelle 2 Simulierte NO X -Vorbelastung an der Referenzmessstelle 103-Asphalt. U NO X - NO X - NO X - Zusatzbelastung Vorbelastung Gesamtbelastung [m/s] [µg/m 3 ] [µg/m 3 ] [µg/m 3 ] 0, , Mit diesen Eingangsdaten wurden Simulationen der Strömung und der Ausbreitung mit dem Modell MISKAM durchgeführt. Die Fahrbewegungen der Kraftfahrzeuge in der Via Borgo Palazzo bewirken eine fahrzeuginduzierte turbulente Strömung, die in den unteren Metern über Grund die Luftmassen durchrührt. In der Simulation wird daher angenommen, dass infolge der fahrzeuginduzierten turbulente Strömung die atmosphärischen Widerstände r a +r b vorständig verschwinden, d.h. es bleibt als bestimmender Widerstand bei der Simulation des photokatalytisch bedingten NO X - Entnahme nur der photokatalytische Widerstand (r pk ) in Gleichung (F2) übrig. Tabelle 3 Simulierte NO X -Gesamtbelastung an den Messstellen 69-TX und 103-Asphalt für photokatalytische Abbaugeschwindigkeiten v pk = 0,3 cm/s und 0,4 cm/s in Kombination mit mittleren Windgeschwindigkeiten U von 1,0 m/s und 0,5 m/s. U v pk Vorbelastung 103- Asphalt 69- TX Differenz [m/s] [cm/s] [µg/m 3 ] [µg/m 3 ] [µg/m 3 ] [µg/m 3 ] [%] 0,5 0, ,5 0, ,0 0, ,0 0, Bei einer angenommenen Windgeschwindigkeit (U) von 0,5 m/s liegt der Rechenwert für den Messpunkt 69-TX mit 336 µg/m 3, nahe am realen Messwert von 346 µg/m 3. Außerdem ergibt sich bei dieser Windgeschwindigkeit eine Differenz zwischen den beiden Messpunkten von rund 47%, was ebenfalls mit den Messwerten übereinstimmt. Mit Hilfe des nun validierten Simulationsmodells ist es möglich die NO X -Konzentration für einen Ort mit und ohne photokatalytischen Abbau vergleichend zu berechnen. D.h. mit dem Modell lässt sich ermitteln, welche NO X -Konzentration im Bereich mit photokatalytischem Straßenbelag ohne diesen geherrscht hätte bei sonst absolut identischen Bedingungen. Basierend auf der Annahme einer Windgeschwindigkeit (U)

7 von 0,5 m/s ergäbe sich bei ausgeschaltetem photokatalytischen Abbau am Messpunkt TX69 eine 14% höhere NO X -Konzentration. Tabelle 4 Simulierte NO X -Minderungswirkung an den Messstellen 69-TX für photokatalytische Abbaugeschwindigkeiten v pk = 0,3 cm/s und 0,4 cm/s in Kombination mit mittleren Windgeschwindigkeiten U von 1,0 m/s und 0,5 m/s. Ohne Photokatalyse Mit Photokatalyse, nur Widerstand r pk Ohne Photokatalyse Mit Photokatalyse, nur Widerstand r pk U v pk Vorbelastung 69- TX Differenz [m/s] [cm/s] [µg/m 3 ] [µg/m 3 ] [µg/m 3 ] [%] 0, ,5 0, ,5 0, , ,0 0, ,2 1,0 0, ,4 Die Schadstoffverteilung innerhalb einer Straßenschlucht ist nicht homogen. Abb. 2. zeigt die flächige Verteilung der prozentualen photokatalytischen NO X - Minderungswirkung bei einer mittleren Windgeschwindigkeit von 0,5 m/s und einer photokatalytischen Abbaugeschwindigkeit von 0,4 cm/s unter Vernachlässigung der atmosphärischen Widerstände r a +r b. In der Straßenschlucht mit photokatalytisch aktivem Straßenbelag ist die prozentuale NO X -Minderung zum Teil deutlich höher als an der gewählten Messpunkt. Es ergeben sich mancherorts Minderungen von 35% und mehr. Abb. 2 Prozentuale Minderung der NO X -Konzentration im Bereich der Via Borgo Palazzo mit photokatalytisch aktivem Betonpflaster bei einer mittleren Windgeschwindigkeit U von 0,5 m/s und einer photokatalytischen Abbaugeschwindigkeit v pk von 0,4 cm/s. Pfeil: Messstelle 69-TX Numerische Simulation des Schadstoffminderungspotentials in einfachen Straßenschluchtgeometrien Mit dem nun validierten Modell MISKAM besteht die Möglichkeit exemplarisch das Minderungspotentials photokatalytisch aktiver Flächen in einfachen

8 Straßenschluchtgeometrien zu simulieren. Das Minderungspotential ist nicht nur von der photokatalytischen Fläche sondern von den geometrischen Verhältnissen wie z.b. vom Höhen-Breiten-Verhältnis einer Straßenschlucht abhängig. Die Veränderung des Höhen-Breiten-Verhältnisses verändert nicht nur das Verhältnis der photokatalytisch aktiven Oberflächen zum Luftvolumen, sondern nimmt auch Einfluss auf die Durchlüftung der Straßenschlucht was im besonderen Maße Einfluss auf die Schadstoffminderungsrate nimmt. Abb. 3 zeigt das Modell der einfachen Straßenschluchtgeometrie für die Simulationen. Abb. 3 Modell der einfachen Straßenschluchtgeometrie. Schluchtbreite und Gebäudehöhe sind variabel, Schluchtlänge beträgt 105 m. Grün: Photokatalytisch wirksame Fläche. Die angenommenen Schluchtbreiten, Gebäudehöhen, photokatalytische Abbaugeschwindigkeiten und mittlere Windgeschwindigkeiten der untersuchten Fälle sind in Tab. 5 angegeben. In der Straßenschlucht befinden sich zwei Fahrspuren. Jede Fahrspur ist in der Simulation mit Fahrzeugen pro Tag bei einem LKW-Anteil von 5% belegt. Die Berechnung der NO X -Emissionen erfolgt auf Basis des Handbuchs für Emissionsfaktoren [11]. Es wird angenommen, dass in der 105 m langen Straßenschlucht sowohl Fahrbahn als auch Gehweg photokatalytisch aktiv sind. Die photokatalytisch wirksame Fläche beträgt, wenn nicht anders angegeben, Schluchtlänge mal Schluchtbreite. In einer zusätzlichen Simulation wurde angenommen, dass nur der Gehweg mit einer Breite von 4 m photokatalytisch aktiven Betonbelag enthält. Tab. 5 zeigt die prozentuale NO X -Minderungswirkung 1,5 m über Grund. Abb. 4 zeigt exemplarisch die prozentuale NO X -Minderungswirkung jeweils für eine mittlere Windgeschwindigkeit von 0,5 m/s und 1,0 m/s.

9 Tabelle 5 NO X -Minderungswirkung in der Straßenschlucht für verschiedene Werte von Schluchtbreite B, Gebäudehöhe H, mittlerer Windgeschwindigkeit U und photokatalytisch wirksamer Fläche F pk. Höhen / Breiten- Verhältnis Höhe Breite F pk v pk Prozentuale Minderungswirkung bei U [m] [m] [m 2 ] [cm/s] 0,5 m/s 1,0 m/s 1,5: ,4 26,6% 15,5% 1: ,4 25,4% 14,8% 1: ,4 24,1% 13,6% 1: ,4 23,5% n.b. 1: * 0,4 13,6% n.b. 1: ,4 19,8% n.b. *) Nur der Gehweg ist als photokatalytisch aktive Fläche Ausgebildet; Gehwegsbreite 4m Die Minderungen sind bei der niedrigen Windgeschwindigkeit höher. In der Abb. 4 ist zu erkennen, dass die größte prozentuale Minderung im Gehwegsbereich zu beobachten ist. Dies liegt zum einen daran, dass die lokale Windgeschwindigkeit in Richtung zur Wand abnimmt, wodurch die Verweilzeit zunimmt. Zum anderen ist die Minderungswirkung ausgedrückt in Prozent im Straßenbereich kleiner, da die Konzentrationen dort höher sind. U = 0,5 m/s U = 1,0 m/s Abb. 4 Prozentuale Minderung der NO X -Konzentration in einer Straßenschlucht (Schluchtbreite: 20 m und Gebäudehöhe 30 m) bei einer mittleren Windgeschwindigkeit U von 0,5 m/s (oben) bzw. 1,0 m/s (unten) und einer photokatalytischen Abbaugeschwindigkeit v pk von 0,4 cm/s. Die Simulation ergibt ein maximale Minderungswirkung bei einem Verhältnis von Gebäudehöhe zu Schluchtbreite von 1,5 : 1 trotz der im Vergleich kleineren photokatalytisch aktiven Flächen.

10 Wenn nur der Gehweg photokatalytisch ausgestattet ist, verringert sich die maximale prozentuale NO X -Minderungswirkung auf 13,6% gegenüber 23,5% bei einer photokatalytisch ausgestatteten Straße samt Gehweg. Alleine der Einsatz im Gehwegsbereich ermöglicht also bereits einen signifikanten Schadstoffabbau. Abb. 5 Prozentuale Minderung der NO X -Konzentration in einer Straßenschlucht, (Schluchtbreite: 20 m und Gebäudehöhe 20 m), nur der Gehweg ist photokatalytisch wirksam, bei einer mittleren Windgeschwindigkeit U von 0,5 m/s und einer photokatalytischen Abbaugeschwindigkeit v pk von 0,4 cm/s. Zusammenfassung Es lässt sich zusammenfassen, dass mit der angepassten Version von MISKAM die Konzentrationsverteilung der Stickstoffoxide mit und ohne Berücksichtigung der photokatalytischen Wirkung der Oberflächen simuliert werden kann. Durch Differenzbildung können die prozentuale Minderungswirkung abgeleitet werden. Die Simulation einer Anwendung aus der Praxis belegt eindeutig die Verringerung der NO X -Konzentration in der Luft infolge des photokatalytischen NO X -Abbaus. Aufgrund der schnellen Oberflächenreaktion zeigt sich, dass die klimatischen Bedingungen der entscheidende Faktor hinsichtlich der möglichen photokatalytischen Stickstoffoxidminderung sind. Deshalb kann es selbst innerhalb eines Straßenzuges mit der üblichen heterogenen Bebauung zu extremen Unterschieden in den Schadstoffkonzentrationen und der Durchlüftung und somit auch den Schadstoffminderungsrate infolge der Photokatalyse kommen. Die prozentuale NO X - Minderungswirkung nimmt mit abnehmender Windgeschwindigkeit zu. Niedrige Windgeschwindigkeiten korrelieren in der Regel mit hohen Schadstoffkonzentrationen. Daher können photokatalytisch aktive Betonoberflächen dazu beitragen, Immissionsspitzen zu kappen. Durch diese Eigenschaft können die aktiven Flächen effektiv helfen die Anzahl der Überschreitungen des Stickstoffdioxid- Einstundenmittelwertes über 200 μg/m³ zu reduzieren. Die numerische Simulation zeigt auch den Einfluss des Verhältnisses der photokatalytisch aktiven Oberflächen zum Luftvolumen auf die Schadstoffminderungsrate. Photokatalytisch aktive Bauprodukte haben damit das Potential, langfristig und nachhaltig die Luftreinhaltestrategien in den Städten zu unterstützen. LITERATUR [1] 39. Bundes-Immissionsschutzverordnung (BImSchV) vom 2. August 2010 bzw. Luftqualitätsrichtlinie 2008/50/EG des Rates vom 21. Mai 2008.

11 [2] Bolte, G.: Innovative Baustoffe Luftschadstoffreduktion mit TioCem, BFT International, Betonwerk + Fertigteil-Technik 01/2009, S [3] Bruse, M.; Droll, K.: Betonbauteile mit photokalytisch aktivierten Oberflächen - eine Chance zur Reduzierung des NO X -Gehaltes in Städten, Untersuchungsergebnisse und Modellierungsansätze, BASt Kolloquium Luftqualität an Straßen 2011, Bergisch Gladbach , S [4] Dalton, J.S.; Janes, P.A.; et al.: Photocatalytic oxidation of NOx gases using TiO2: a surface spectroscopic approach, Environmental Pollution, Dezember 2002, Volume 120, Issue 2. [5] Eichhorn, J.; Kniffka, A.: The numerical flow model MISKAM, State of development and evaluation of the basic version, Meteorologische Zeitschrift, 2010, Vol 19. No. 1, S [6] Fujishima, A.; Hashimoto, K.; Watanabe; T. TiO2 Photocatalysis: Fundamentals and Applications, 1999, BKC Inc., Tokyo, Japan. [7] Guerrini, G.L.; Peccati, E.: Photocatalytic cementitious roads for depollution, International RILEM Symposium on Photocatalysis, Environment and Construction Materials: 8-9 Oktober 2007, Florenze, Italien [8] [9] ISO Fine ceramics (advanced ceramics, advanced technical ceramics) Test method for air-purification performance of semiconducting photocatalytic materials Part 1: Removal of nitric oxide [10] Laufs, S.; Burgeth, G. et al. (2010): Conversion of nitrogen oxides on commercial photocatalytic dispersion paints, Atmospheric Environment 44, S [11] UBA Handbuch Emissionsfaktoren des Straßenverkehrs, Version 3.1/Februar 2010, Dokumentation zur Version Deutschland, erarbeitet durch INFRAS AG Bern/ Schweiz in Zusammenarbeit mit IFEU Heidelberg. Hrsg., Umweltbundesamt Berlin. [12] UNI Diterminazione dell attività di degradazione di ossidi di azoto in aria de parte di materiali inirganic fotocatalytici [13] VDI-Richtlinie 3783 Blatt 9, Umweltmeteorologie. Prognostische mikroskalige Windfeldmodelle, Evaluierung für Gebäude- und Hindernisströmung. Hrsg.: Kommission Reinhaltung der Luft (KRdL) im VDI und DIN - Normenausschuss, Düsseldorf, November [14] VDI Richtlinie 3782 Blatt 5, Umweltmeteorologie. Atmosphärische Ausbreitungsmodelle, Depositionsparameter. Hrsg., Kommission Reinhaltung der Luft (KRdL) im VDI und DIN, Düsseldorf, April Autoren: Gerd Bolte, HeidelbergCement Technology Center, Rohrbacher Str. 95, Leimen gerd.bolte@htc-gmbh.com Dr.-Ing. Thomas Flassak, Ingenieurbüro Lohmeyer GmbH & Co. KG, An der Rossweid 3, Karlsruhe thomas.flassak@lohmeyer.de