2. Troposphärisches Ozon: Hintergrundinformationen

2. Troposphärisches Ozon: Hintergrundinformationen

2.1 Die Ozonproblematik in Europa

Die photochemische Verschmutzung entsteht durch die Emission von Stickstoffoxiden (NOx, wobei NOx = NO + NO2) und von flüchtigen organischen Verbindungen (VOC) und Kohlenmonoxid (CO) in Gegenwart von Sonnenlicht. Ozon (O3), der wichtigste photochemische Schadstoff, wird über nationale Grenzen hinweg transportiert (Simpson und Malik, 1996). Die NOx-Emissionen sind für einen Großteil der Ozonbildung in ländlichen Gebieten verantwortlich. In dichter besiedelten Regionen, insbesondere in Stadtnähe, wird die Ozonbildung durch VOC-Emissionen verstärkt. VOC werden hauptsächlich durch den Straßenverkehr und die Verwendung von Produkten, die organische Lösungsmittel enthalten, freigesetzt. NOx und CO werden hauptsächlich aus dem Verkehr und aus Verbrennungsprozessen emittiert. Nach der Freisetzung werden diese Vorläufersubstanzen durch Wind und atmosphärische Turbulenzen zerstreut. Die frisch emittierten Schadstoffe vermischen sich mit anderen Schadstoffen, einschließlich Ozon, die in der Umgebungsluft vorhanden sind, und es findet ein komplizierter Prozess chemischer Reaktionen und ständiger Verdünnung statt.

Die Exposition gegenüber Ozon hat Auswirkungen auf die Gesundheit und die Umwelt, verursacht Atembeschwerden bei empfindlichen Personen und schädigt möglicherweise die Vegetation und Ökosysteme (WHO, 1996a, b). Signifikante Reaktionen sowohl bei Menschen als auch bei Pflanzen treten bei oder in der Nähe der derzeitigen Ozonkonzentrationen auf (UN-ECE, 1996). Die zum Schutz der menschlichen Gesundheit, der Vegetation und der Ökosysteme festgelegten Schwellenwerte werden in den meisten europäischen Ländern häufig überschritten, so dass mit weitreichenden negativen Auswirkungen auf die europäische Bevölkerung, die Kulturpflanzen und die natürliche Vegetation zu rechnen ist (de Leeuw und van Zantvoort, 1996; Hjellbrekke et al., 1996). Ozon in der Troposphäre ist auch für die Frage der Klimaänderung von Bedeutung, da Ozon ein Treibhausgas ist. Gegenwärtig wird geschätzt, dass das troposphärische Ozon 0,4 W.m-2 zum gegenwärtigen erhöhten Klimaantrieb von 2,45 W.m-2 beiträgt. Der gesamte Treibhauseffekt ergibt sich ausschließlich aus der Zunahme der langlebigen Verbindungen (CO2, CH4, N2O, Halogenkohlenwasserstoffe) (IPCC, 1995). Die Frage der Bildung, der Auswirkungen und der Bekämpfung von Ozon ist komplex, und aufgrund seines grenzüberschreitenden Charakters sind internationale Anstrengungen zur Entwicklung einer kohärenten Politik erforderlich, um das Problem zu bewältigen (Amann et al., 1996).

2.2 Chemische Bildung von Ozon

Die photochemische Kettenreaktion, die Ozon erzeugt, wird durch reaktive Radikale ausgelöst und aufrechterhalten. Dabei entstehen weitere Produkte wie Peroxyacetylnitrat, Salpetersäure, Aldehyde, organische Säuren, Partikel und viele kurzlebige Radikalspezies. VOC fungieren bei der Ozonbildung als „Brennstoff“, während NO mehr oder weniger als Katalysator fungiert, da es bei der Bildung regeneriert wird. NO spielt auch eine Schlüsselrolle bei der Regeneration der reaktiven Radikale und dem weiteren Verlauf der Reaktionen. Die vereinfachte Photochemie des Ozons, die in Wirklichkeit ein komplexer und hochgradig nichtlinearer Prozess ist, wird in Kasten 1 dargestellt.

Hohe Konzentrationen von frisch emittiertem NO fangen lokal O3 ab, ein Prozess, der zur Bildung von NO2 führt. In der Nähe der Quellen kann dieser Titrationsprozess als Ozonsenke betrachtet werden. Darüber hinaus lenken hohe NO2-Konzentrationen den anfänglichen Oxidationsschritt von flüchtigen organischen Verbindungen ab, indem sie andere Produkte bilden (z. B. Salpetersäure), was die Nettobildung von O3 verhindert. Aufgrund dieser Reaktionen kann ein Rückgang von NOx zu einem Anstieg von O3 bei niedrigen VOC/NOx-Verhältnissen führen, wie es in Städten der Fall ist. In diesem oft als VOC-limitiert bezeichneten Regime ist die Emissionskontrolle organischer Verbindungen effizienter, um die Spitzenwerte der Ozonbelastung lokal zu reduzieren.

Wenn sich eine Luftmasse von einem städtischen Zentrum entfernt, ändert sich ihr VOC/NOx-Verhältnis aufgrund weiterer photochemischer Reaktionen, meteorologischer Prozesse und des Auftretens neuer Emissionen. Die NOx-Konzentration nimmt schneller ab als die von VOC, so dass sich das VOC/NOx-Verhältnis vergrößert. Bei hohen VOC/NOx-Verhältnissen, wie sie in Hintergrundsituationen vorkommen, tendiert die Chemie zum NOx-begrenzten Fall, und NOx-Reduzierungen werden in diesen Situationen als wirksamer zur Verringerung von Ozon angesehen. Neuere Arbeiten (Kramp et al., 1994; Flocke et al., 1994) weisen darauf hin, dass die Photochemie in städtischen Abgasen schneller abläuft als bisher angenommen. Die Oxidation von flüchtigen organischen Verbindungen führt zu mehr Ozon in kürzerer Zeit und zu einem schnelleren Abbau von NOx. Daher wird der Bereich, in dem die Ozonbildung durch die NOx-Konzentration gesteuert wird, schneller erreicht als bisher angenommen (Borrell et al., 1995).

Box 1: Die Photochemie der Ozonbildung in vereinfachter Form

	VOC + OH + O2 ® RO2 + H2O RO2 + NO + O2 ® NO2 + HO2 + CARB HO2 + NO ® NO2 + OH 2(NO2 + hv +O2 “ NO + O3)
net:	(NOx + OH +) VOC + 4O2 ® 2O3 + CARB + H2O (+ NOx + OH)
VOC steht für volatile organic compound (flüchtige organische Verbindungen) und CARB für Carbonylverbindungen, die in weiteren Oxidationsschritten die Rolle der Kohlenwasserstoffe übernehmen. OH und HO2 sind kurzlebige Radikale, die im Prozess der Ozonbildung eine wichtige Rolle spielen.

Die Komplexität der Auswirkung von NOx-Emissionsreduktionen auf die O3-Bildung kann durch den „Wochenend-Effekt“ veranschaulicht werden. Dumont (1996) dokumentierte, dass die O3-Werte in belgischen Ballungsräumen am Wochenende deutlich höher waren als unter der Woche. In „Smog“-Sommern war die durchschnittliche Nachmittagsspitze an Samstagen und Sonntagen etwa 20 % höher als die Nachmittagsspitze an Werktagen. Das umgekehrte Muster trat bei NO2 auf; diese Art war samstags und sonntags viel niedriger. Die Summe von O3 und NO2, oft als Ox bezeichnet, war jedoch an allen Tagen ähnlich. Dies lässt sich durch eine geringere Umwandlung von O3 durch NO in NO2 erklären, da die NOx-Emissionen in den belgischen Städten am Wochenende geringer sind (etwa 30 % weniger). In diesem Fall ist dieser lokale Ozonabbaueffekt wichtiger als die Verringerung des Ozons durch geringere Emissionen von Vorläufern (NOx und VOC). Weitere Ozonschwankungen an Wochentagen deuten auf zusätzliche nichtlokale Beiträge hin. In Österreich zeigen die durchschnittlichen maximalen Ozonspitzenkonzentrationen an Stationen in oder bei Wien ebenfalls ein ausgeprägtes wöchentliches Muster, allerdings mit den niedrigsten Werten an Montagen und Dienstagen. Man geht davon aus, dass dies die Ozonreduzierung durch geringere Vorläuferemissionen in einem größeren Gebiet und die Auswirkungen des Verkehrs widerspiegelt (Schneider, 1998). Brönniman und Neu (1997) schlussfolgern aus der Analyse von Schweizer Daten, dass es zwei verschiedene Muster im wöchentlichen Ozonzyklus gibt. Wenn die Meteorologie für die Ozonbildung ungünstig ist, wurden am Wochenende höhere Konzentrationen beobachtet. Bei günstigen Bedingungen war der mittlere Ozonspitzenwert an Sonntagen jedoch um 10-15 % niedriger als an Werktagen.

Es sei darauf hingewiesen, dass der kontraproduktive „Wochenend-Effekt“ nur infolge anfänglicher und geringer NOx-Reduzierungen und ohne gleichzeitige Verringerung der VOC-Emissionen auftreten kann. Um akzeptable Ozonwerte zu erreichen und die anfängliche Schwelle der Kontraproduktivität zu überschreiten, ist die Verringerung eines größeren Anteils sowohl der NOx- als auch der VOC-Emissionen erforderlich.

2.3 Räumliche Skalen

Die Bildung von Ozon findet auf verschiedenen Skalen statt, von der lokalen Ebene, wie in städtischen Gebieten wie Athen und Mailand, über die regionale Ebene, wie in Mittel- und Nordwesteuropa, bis hin zur hemisphärischen Ebene, wie bei der Zunahme der Hintergrundkonzentrationen über den nördlichen mittleren Breitengraden. Lokal gebildete Oxidantien zeigen im Allgemeinen große zeitliche und räumliche Schwankungen mit hohen Spitzenkonzentrationen, die durch Emissionen verursacht werden, die hauptsächlich am selben Tag auftreten. Die regionale Bildung von Oxidantien erfolgt meist in Verbindung mit stabilen hohen Drücken, und hohe Konzentrationen können mehrere Tage lang bestehen bleiben (Cox et al., 1977; Guicherit und van Dop, 1975; Grennfelt und Schjoldager, 1984; Borrell et al., 1995). Das Gleichgewicht zwischen (lokaler) Bildung und (weiträumigem) Transport in der Ozonklimatologie in einem bestimmten Gebiet bestimmt die Wirksamkeit der verschiedenen lokalen bis europaweiten Emissionsminderungen.

2.3.1 Die Phänomenologie des ländlichen Ozons in Europa

Grennfelt et al. (1987; 1988) und Feister und Pedersen (1989) waren die ersten, die über sommerliche Ozonwerte in Europa berichteten, die einen zunehmenden Gradienten vom nordwestlichen zum südöstlichen Teil des OXIDATE-Netzes zeigten. Leider reichte ihre Analyse aufgrund der begrenzten Verfügbarkeit von Daten aus dem Süden und Osten Europas nicht weit südlich der Alpen. Spätere Berichte (NILU/CCC 1990 ~1996) bestätigten das Gradientenmuster im Ozon.

Eine quantitative Schätzung des Ozons im Sommer und Winter wurde von Beck und Grennfelt (1994) vorgelegt. Auf der Grundlage von Messungen an 68 ländlichen Stationen und Hintergrundstationen stellten sie fest, dass das durchschnittliche Tagesmaximum im Sommer zwischen 60-80 μg.m-3 im nordwestlichen Teil und 120-140 μg.m-3 im zentralen Teil Europas lag. Abbildung 1 zeigt eine modellierte Version des Gradienten der durchschnittlichen täglichen maximalen Ozonkonzentration im Sommer über Europa (Simpson et al., 1997). Die Hintergrundkonzentration in der europäischen marinen Grenzschicht, d.h. die Konzentration in der vom Atlantik herangeschleppten Luft, wurde auf 60-65 μg.m-3 festgelegt (Borrell et al., 1995). Es sei darauf hingewiesen, dass die im Rahmen der Richtlinie übermittelten Informationen es nicht erlauben, dieses allgemeine Bild für Ozon in ländlichen Gebieten zu erstellen. Es wurden gemessene Daten aus den Eurotrac-TOR- und EMEP-Netzen sowie EMEP-Modellaktivitäten verwendet. Es ist auch zu beachten, dass die räumliche Verteilung von Ozon über Europa von Jahr zu Jahr stark variiert und von der betrachteten Statistik abhängt (vergleiche Abbildung 1 für das tägliche Sommermaximum mit Abbildung 16 für AOT60).

Abbildung 1: Das modellierte 5-Jahres-Mittel der täglichen maximalen Sommer-Ozonkonzentration. Die Berechnung wurde mit konstanten Emissionen auf dem Niveau von 1990 und der Meteorologie von 5 Sommern (1989, 1990, 1992, 1993 und 1994) durchgeführt. 1 ppb O3 “ 2 μg.m-3. Quelle: Simpson et al., 1997

Die jahreszeitlichen Schwankungen des Ozons mit einem breiten Sommermaximum und einem Winterminimum werden an vielen einzelnen Standorten des Kontinents beobachtet. Auf saisonaler Basis tragen atmosphärische Prozesse in der verschmutzten europäischen Grenzschicht im Sommer 30-40% zur Hintergrundkonzentration der Grenzschicht bei. Die meisten ländlichen Stationen im Landesinneren weisen in den Sommermonaten ein typisches Tagesmuster auf, mit einem Minimum am Morgen und einem Maximum am Nachmittag. Die Abnahme in der Nacht und am frühen Morgen ist auf trockene Deposition zurückzuführen. An Stationen, die stark durch Emissionen beeinflusst werden, spiegelt der Effekt auch die Titration durch NO wider. Nach Sonnenaufgang setzt die photochemische Bildung aus Vorläufersubstanzen ein und nimmt mit zunehmender Sonneneinstrahlung allmählich zu. Auch die Durchmischung von Luft aus höheren Schichten und der freien Troposphäre spielt eine Rolle. Unverschmutzte Küsten- und Hochgebirgsstationen zeigen oft eine weniger ausgeprägte Tagesschwankung aufgrund des geringen Einflusses der trockenen Deposition und der Advektion homogener und relativ ungestörter Luft.

2.3.2 Die Phänomenologie der Episoden

Episoden erhöhten Ozons treten jeden Sommer über den meisten Teilen Europas auf. Während dieser Episoden, die oft mehrere Tage hintereinander andauern, steigen die Ozonkonzentrationen über weiten Teilen Europas auf ein Mehrfaches des Grenzschichthintergrunds an. Das Phänomen der Episoden tritt in der Regel unter antizyklonalen Bedingungen auf, die mit erhöhter Sonneneinstrahlung, hohen Temperaturen und geringen Windgeschwindigkeiten einhergehen. Sie werden sowohl in verschmutzten städtischen Gebieten als auch in weniger verschmutzten ländlichen Regionen beobachtet. In städtischen und vorstädtischen Gebieten sind die hohen Konzentrationen hauptsächlich auf die photochemische Produktion von Vorläufersubstanzen zurückzuführen, die meist innerhalb des Gebiets emittiert werden. Auf kontinentaler Ebene sind erhöhte Konzentrationen die Folge sowohl der in situ Chemie als auch des Transports aus anderen Regionen. Bouscaren (1991) kam jedoch zu dem Schluß, daß photochemischer Smog in Südeuropa oft lokalen Charakter hat.

Im allgemeinen sind die Ozonkonzentrationen in der Nähe der Quellen in den Stadtzentren niedriger als in den Vororten und ländlichen Gebieten, was hauptsächlich auf die Ozonspülung durch Stickstoffoxid aus dem Verkehr zurückzuführen ist. In den Vororten und weiter windabwärts von den städtischen Quellgebieten können die Ozonwerte zeitweise erheblich höher sein. Der Aufbau von Ozon aufgrund photochemischer Reaktionen dauert mehrere Stunden, so dass die höchsten Werte an Photooxidantien in einiger Entfernung von den Quellen zu erwarten sind. Lin et al. (1995) und Lindsay und Chameides (1988) stellten fest, dass die Ozonkonzentration in einer städtischen Abluftfahne leicht das Doppelte des Hintergrundwertes beträgt.

In einigen Städten, insbesondere in Südeuropa, treten in den Stadtzentren Ozonspitzenwerte auf. Dies ist häufig die Folge von stagnierender Luft oder einer Meeresbrise in antizyklonalen Situationen im Sommer. Im Mittelmeerraum bilden sich großräumige Zirkulationszellen, und die Küstenemissionen können mehrere Tage lang in der Land-See-Brise gefangen sein. Die schlimmsten photochemischen Oxidationsmittel-Episoden im Mittelmeerraum sind wahrscheinlich mit den Land-See-Wind-Zirkulationssystemen verbunden und betreffen insbesondere die Regionen mit Großstädten wie Barcelona, Marseille, Rom und Athen (Borrell et al., 1995). Fallstudien zu diesen Phänomenen werden von Moussiopoulos (1994), Millán (1993) und Borrego et al. (1994) für Athen, Valencia und Lissabon vorgelegt. Eine kurze Diskussion über Ozon im Mittelmeerraum findet sich in Anhang 3.

2.4 Trends im troposphärischen Ozon

Die ersten quantitativen Messungen des O3-Mischungsverhältnisses in Europa wurden zwischen 1876 und 1886 am Observatoire de Montsouris bei Paris durchgeführt. Die durchschnittliche 24-Stunden-Konzentration betrug damals etwa 20 μg.m-3 (Volz und Kley, 1988). Interessanterweise zeigen diese Daten (1000 Proben) Überschreitungen des derzeitigen EU-Grenzwertes für den Schutz der Vegetation (65 μg.m-3 im 24-Stunden-Mittel) bei etwas weniger als 1 % aller Beobachtungen. (Volz-Thomas, pers. Mitt.). Die meisten dieser Ereignisse traten im Februar und eines im Mai auf und spiegeln den Einfluss von Luft freien troposphärischen Ursprungs wider, die den Boden erreicht.

In den 1950er Jahren waren die 24-Stunden-Mittelwerte für Ozon in ländlichen Gebieten auf 30 – 40 μg.m-3 angestiegen und stiegen in den 1980er Jahren weiter auf 60 μg.m-3 an (Feister und Warmbt, 1987). In den späten 1990er Jahren sind die Tagesmittelkonzentrationen mindestens um den Faktor zwei höher als in der vorindustriellen Zeit (Borrell et al., 1995, Staehelin et al., 1994). Der größte Teil des O3-Anstiegs erfolgte in den 1970er Jahren im Zusammenhang mit dem enormen Anstieg der NOx-Emissionen in diesem Zeitraum. In den letzten zehn Jahren hat die Ozonkonzentration über dem ländlichen Europa im Allgemeinen nicht oder nur geringfügig zugenommen. In den Niederlanden sind die Konzentrationen leicht zurückgegangen (Roemer, 1996), während in Süddeutschland an mehreren Standorten ein jährlicher Anstieg von 2 % zu verzeichnen ist (Scheel et al., 1997). An der irischen Atlantikküste wird im Sommer ein Aufwärtstrend von etwa 1 % pro Jahr beobachtet, der auf verschmutzte Luft vom europäischen Festland zurückzuführen ist (Simmonds, 1993).

Es wurden nur wenige Arbeiten zur Ableitung von Trends beim Auftreten von Ozon-Episoden in Europa durchgeführt. Einige Länder haben jedoch im Rahmen der Ozon-Richtlinie Daten über die 98. Perzentil-Spitzenkonzentrationen für den Zeitraum 1989-1996 übermittelt (siehe Kapitel 4 und 5). Diese Datenbank zeigt einen signifikanten Aufwärtstrend des 98. Perzentils von einigen μg.m-3 an zwei Standorten in Belgien und Luxemburg, während an 18 Stationen im Vereinigten Königreich und in den Niederlanden ein signifikanter Abwärtstrend im Zeitraum 1989-1996 zu beobachten ist. An 35 Stationen in diesen vier Ländern gab es keine Hinweise auf einen Trend (de Leeuw und van Zantvoort, 1997). Es ergab sich kein klares Bild für ein Land oder eine Region. Hier ist ein Wort der Vorsicht angebracht. Es waren keine zeitgleichen Daten über NOx verfügbar, so dass wir nicht überprüfen können, ob die beobachteten Trends durch Veränderungen der NOx-Konzentrationen verursacht oder verdeckt werden. Wir empfehlen, die Summe von NO2 und O3, oft Ox genannt, als Parameter zu verwenden, um den Einfluss des Titrationseffekts zu überwinden, da Ox unempfindlich gegenüber Titration ist (Guicherit, 1988). Darüber hinaus können Änderungen in der Messtechnik oder in den Betriebsverfahren die Erkennung von Trends verfälschen (Roemer, 1997).

Für Ozon in der städtischen Umwelt liegen gelegentlich historische Aufzeichnungen vor, die nur aus halbquantitativen Messungen stammen. In den ersten beiden Jahrzehnten dieses Jahrhunderts wurden in Athen jährliche Ozonmittelwerte von 40 – 60 μg.m-3 gemessen (Cartalis und Varotsos, 1994). Ähnliche Werte wurden in den 1890er Jahren für Zagreb dokumentiert (Lisac und Grubisic, 1991).

Das jährliche 98. Perzentil des Ozons in Central London schwankte zwischen 60 und 140 μg.m-3 und zeigte zwischen 1973 und 1992 einen signifikanten Trend von -2,8 μg.m-3 pro Jahr (PORG, 1987; Bower et al. 1991, 1994). Grundlegende Ozonstatistiken von mehreren anderen nordwesteuropäischen städtischen Stationen zeigen Werte in vergleichbaren Bereichen während der letzten 5 bis 10 Jahre. Die Aufzeichnungen einer Station in einem Vorort von Athen (Liosia) zeigen, dass die monatliche Durchschnittskonzentration im Zeitraum 1984-1989 eine durchschnittliche Steigerungsrate von etwa 15 % pro Jahr aufwies. Im Jahr 1987 begannen die Monatsmittelwerte 110 μg.m-3 zu überschreiten (Moussiopoulos, 1994). Dieser Wert entspricht dem derzeitigen EU-Grenzwert für den 8-Stunden-Mittelwert zum Schutz der menschlichen Gesundheit. Im Jahr 1988 wurde dieser Schwellenwert an dieser Messstation an 140 Tagen überschritten.

Die Identifizierung eines Trends bei Ozon-Episoden in der städtischen Umwelt könnte wichtiger sein. Tabelle 3 zeigt die Anzahl der Überschreitungen der 110 μg.m-3 8-Stunden-Mittelwertkonzentration (12-20 h) an mehreren städtischen Standorten. Die Tabelle zeigt, dass Überschreitungen an allen städtischen Standorten auftreten. In den Jahren, die für diesen Bericht zur Verfügung standen, lässt sich kein signifikanter Trend erkennen. Die meteorologischen Schwankungen von Jahr zu Jahr sind wahrscheinlich die Hauptursache für die großen zwischenjährlichen Schwankungen.

Tabelle 3: Die Anzahl der Überschreitungen des 110 µg.m-3, 8-Stunden-Mittelwert an einer Auswahl von (sub)städtischen Standorten im Zeitraum 1982 – 1995

Land	Station	Stadt	1982	1983	1984	1985	1986	1987	1988	1989	1990	1991	1992	1993	1994	1995
Belgien	I.R.M. Av. Circulaire	Bruxelles	*	*	*	*	10	10	4	37	23	11	18	21	34	42
Belgien	St-Kruiswinkel	Gent	*	*	*	10	8	14	7	16	33	7	21	9	20	21
Belgien	Namur Ville en Waret-Vezin	Sites de fond	*	*	*	*	6	10	12	39	41	0	11	9	31	32
Griechenland	Patission 147	Athen	*	0	0	*	*	10	17	17	14	1	*	*	*	*
Griechenland	Smyrni Zementwerk von N Smyrni	Athen	*	*	*	*	*	20	48	60	34	71	*	*	*	*
Griechenland	Aspropyrgos	Athen	*	23	9	*	*	*	*	*	*	*	*	*	*	*	*
Griechenland	Pireas Platia Dimotikou Theatrou	Athen	*	*	*	*	*	*	59	83	30	8	*	*	*	*
Niederlande	Florapark	Amsterdam	*	*	*	*	7	9	8	27	30	6	19	9	14	20
Niederlande	Const.Rebecqueplein	Den Haag	*	*	*	*	0	11	8	28	37	17	23	9	20	19
Niederlande	Schiedamsevest	Rotterdam	*	*	*	*	8	9	7	32	20	11	20	*	*	*
Niederlande	Kard. De Jongweg	Utrecht	*	*	* *	*	*	0	10	24	17	1	10	8	17	20
Niederlande	Witte Vrouwenstraat	Utrecht	*	*	*		*	0	0	5	4	*	4	*	*	*
Niederlande	Tuin Utrechtse Bibliotheek	Utrecht	*	*	*	*	*	0	4	12	24	9	24	4	17	32
Niederlande	Amsterdamse poort	Haarlem	*	*	*	*	18	4	7	3	*	*	*	*	*	*	*
Niederlande	Keizer Karelplein	Nijmegen	*	*	*	*	*	1	6	2	*	*	*	*	*	*	*
Niederlande	Arnhemseweg	Apeldoorn	*	*	*	*	*	*	*	*	*	33	9	20	8	22	17
Niederlande	Floreslaan	Vlaardingen	*	*	*	*	3	5	6	25	13	*	9	4	15	19
Portugal	Lisboa Bairro Alto – R. do Seculo 51	Lisboa	*	*	*	*	*	*	4	6	1	1	2	*	*	*
Portugal	Montes Chaos	Sines	*	*	*	*	2	2	13	88	4	0	10	*	*	*
Spanien	Plaza Castilla – Avenida Castellana	Madrid	*	*	*	*	*	*	*	*	*	*	*	1	*	*
Spanien	Poble Nov – Pl.Doctor Trueta	Barcelona	*	*	*	*	*	30	39	8	1	13	16	*	*	*
Spanien	Molina Pl.	Barcelona	*	*	*	*	*	11	20	16	0	5	9	1	*	*
Spanien	Montcada I Reixach	Barcelona	*	*	*	*	*	0	0	*	*	0	2	*	*	*
Großbritannien	Central London Lab-Minster House	Greater London	0	0	0	15	8	1	0	13	2	*	*	*	*	*	*
Großbritannien	Brücke Ort	Greater London	*	*	*	*	*	*	*		4	0	0	*	*	0
Großbritannien	Stevenage – WSL	Stevenage	0	23	31	10	9	4	2	*	*	*	*	*	*	*

Die Daten wurden aus allen an die AIRBASE-Datenbank angeschlossenen städtischen Standorten berechnet. * : keine Daten

2.5 Photochemisches Ozonbildungspotential

Die verschiedenen VOCs haben ein unterschiedliches Ozonbildungsvermögen. Die chemische Grundlage für diese Unterschiede ist inzwischen einigermaßen gut verstanden. Das Konzept des photochemischen Ozonbildungspotenzials (POCP) ist ein weit verbreiteter Ansatz zur Abschätzung der relativen Bedeutung einzelner VOC für die kurzfristige Produktion von O3 (Derwent und Jenkin, 1991; Simpson, 1995). POCP ist definiert als die Veränderung des mittleren O3-Wertes, wenn eine bestimmte Art reduziert wird, im Vergleich zu der Veränderung des mittleren O3-Wertes, wenn Ethen reduziert wird. Die Definition von POCP ist umstritten, da sie sich nicht auf Folgendes bezieht: (1) die Zeitskalen für den Transport im Vergleich zu den Zeitskalen für die photochemische Reaktion, (2) die Mengen an Peroxyradikalen und NOx, die für die Produktion von O3 erforderlich sind, und (3) die Frage der Begrenzung von VOC oder NOx. Wenn die Absicht besteht, die Regulierung auf der Grundlage des O3-bildenden Potenzials und nicht auf der Grundlage der Gesamtmasse vorzunehmen, heben die POCP-Bewertungen Toluol, Ethen, Butan und Propen als die effizientesten Kurzzeit-Ozonbildner unter den am häufigsten vorkommenden VOC hervor. Bewertet man die POCP-Werte jedoch über längere Zeiträume (z.B. 96 h), so gewinnen die langsam reagierenden Alkane an Bedeutung (Andersson-Sköld et al., 1992).

2.6 Quelle-Rezeptor-Beziehungen

Quelle-Rezeptor-Beziehungen haben sich als ein sehr leistungsfähiges Instrument bei der Entwicklung von Vermeidungsstrategien erwiesen, insbesondere im Fall der Versauerung (Alcamo et al., 1990). In vielen Anwendungen wurden Komponenten behandelt, die ein lineares Verhalten aufweisen. Im Falle der Versauerung kann die Gesamtablagerung in einem Gebiet durch Aufsummierung aller Beiträge aller relevanten Quellen und Arten berechnet werden, die entweder geographisch oder nach Emissionssektoren gegliedert sein können. Im Falle von O3 ist die Situation aufgrund der nichtlinearen Beziehung zwischen den Quellenspezies VOC und NOx und aufgrund des Einflusses der Hintergrundtroposphäre komplexer.

Verschiedene Forscher haben über dieses Thema berichtet (Kleinman und Benkovitz, 1987; Stedman und Williams, 1992; Simpson, 1992), jedoch waren die entwickelten Beziehungen in vielen dieser Arbeiten nur unter festen Bedingungen gültig, z.B. bei festen HOx/NOx-Verhältnissen. Simpson (1992) stellte fest, dass Ozon in VOC-begrenzten Bereichen weitgehend eine lineare Abhängigkeit von Änderungen der VOC-Emissionen aufweist. Quellen-Rezeptor-Beziehungen zu Überschreitungen von Ozonschwellenwerten, gemittelt über längere Zeiträume (3 bis 6 Monate), erwiesen sich als wesentlich robuster als solche, die sich beispielsweise auf die tägliche Maximalkonzentration beziehen (Simpson und Malik, 1996).

Die Forderung nach Ozon-Quellen-Rezeptor-Beziehungen mit einem wesentlich breiteren Gültigkeitsbereich ist aufgrund der Forderung nach einer kosteneffizienten und räumlich differenzierten Entwicklung von Vermeidungsstrategien gestiegen. Das Ozonproblem wird auch mit der Versauerung und Eutrophierung verknüpft, um eine optimale Emissionsminderung zu erreichen, damit die Ziele zur Lösung all dieser Probleme erreicht werden. Heyes et al. (1996) entwickelten Quellen-Rezeptor-Beziehungen für Ozon in Form von Isoplethen-Diagrammen, die für den Multi-Schadstoff/Multi-Effekt-Ansatz verwendet werden können. Die Arbeit von Heyes et al. (1996) wird zur Unterstützung der Europäischen Kommission bei der Entwicklung ihrer Ozonbekämpfungsstrategie (Amann et al., 1997) und der UN-ECE bei ihrer Arbeit am zweiten NOx-Protokoll herangezogen.