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Klimabewertungskarten 2022 (Umweltatlas)

Die Klimabewertungskarten bzw. auch Planungshinweise Stadtklima (PHK) bilden die Grundlage, um klimatische Belange in der Stadtplanung berücksichtigen zu können. Neben der Darstellung von belasteten Gebieten werden auch Entlastungsräume sowie Leitbahnen dargestellt. Die Planungshinweise bestehen insgesamt aus einer Gesamtbewertung sowie einer jeweils getrennten Bewertung der Tag- sowie Nachtsituation. Ergänzend werden in zwei weiteren Kartendarstellungen stadtklimatisch besonders belastete und vulnerable Gebiete sowie Maßnahmenempfehlungen, die u. a. zur Minderung der thermischen Belastung beitragen, angeboten. Die Maßnahmenempfehlungen sind jene des Stadtentwicklungsplans (StEP) Klima 2.0, die überschlägig auf Grundlage der Stadtstrukturtypen im Land Berlin bestimmt worden sind.

Klimaanalysekarten 2022 (Umweltatlas)

Die Klimaanalysekarten sind Ergebnis einer durchgeführten gesamtstätischen Klimamodellierung im Land Berlin. Sie bilden den stadtklimatischen Ist-Zustand an einem durchschnittlichen autochthonen Sommertag ab. Die Klimaanalysekarten umfassen neben verschiedenen klimatischen Parametern, bestehend aus (1) dem bodennahen Windfeld und Kaltluftvolumenstromdichte, (2) die Luft- und (3) Oberflächentemperatur, (4) die nächtliche Abkühlung, sondern auch zwei thermische Bewertungsindizes, bestehend aus (5) dem PET und (6) dem UTCI. Die Zusammenfassung der Erkenntnisse aus der Klimaanalyse erfolgt in der (7) Klimaanalysekarte. Die Klimaanalysekarte ermöglicht es, die einzelnen Bereiche der Stadt nach ihren unterschiedlichen klimatischen Funktionen, d.h. ihrer Wirkung auf andere Räume, abzugrenzen. Die Karten der Klimaanalyse werden teilweise in einer Rasterdarstellung mit einer hohen räumlichen Auflösung von 10 m x 10 m sowie aggregiert auf etwa 25.000 Block- und Blockteilflächen angeboten.

Luftqualität

Bild: SenMVKU Wie gut ist die Berliner Luft? Die Luftqualität wird im Berliner Stadtgebiet jeweils an mehreren Stationen in den Belastungsregimen Verkehr, innerstädtischer Hintergrund und Stadtrand gemessen. Neben der Beschreibung des Messnetzes ist hier ist eine zusammenfassende Beurteilung der Luftqualität zu finden. Weitere Informationen Bild: SenMVKU / Karte: OpenStreetMap Berliner Luftgütemessnetz Aktuelle Daten zum Luftqualitätsindex, zu vielen Luftschadstoffen und zu Grenzwert­über­schreitungen. Außerdem abrufbar sind Monatsberichte und Jahresübersichten. Weitere Informationen Die digitale Berliner Luftkarte Die Karte ermöglicht eine schnelle Überprüfung, wie es um die Luftqualität in verschiedenen Teilen der Stadt bestellt ist. Durch die Eingabe einer Adresse oder einen Klick auf die Karte lässt sich der jeweilige Standort bestimmen. Angezeigt wird die Luftqualität für das gesamte Jahr 2024. Weitere Informationen Bild: SenMVKU Jahresübersicht der Luftqualität Informationen über die Belastung durch die wichtigsten Luftschadstoffe zur ersten Einordnung der Luftschadstoffbelastung in Berlin im Jahr 2023. Weitere Informationen Bild: SenMVKU Langjährige Entwicklung der Luftqualität Durch eine Vielzahl von Maßnahmen ist die Berliner Luft in den letzten Jahrzehnten bereits deutlich besser geworden und die Konzentration von Luftschadstoffen z.T. langsam aber über den langen Zeitraum doch deutlich zurückgegangen. Weitere Informationen Bild: Dagmar Schwelle Empfehlungen bei hohen Ozon-Konzentrationen Was tun bei hohen Ozonwerten? Wann sollten Personen anstrengende Tätigkeiten oder Sport an der Luft vermeiden? Einige Hinweise für den Aufenthalt im Freien. Weitere Informationen Bild: sunt - Fotolia.com Grenz- und Zielwerte Gesetzlich festgelegte Grenz- und Zielwerte für die Beurteilung der Luftqualität. Weitere Informationen Bild: SenMVKU Luftdaten-Archiv Fachspezifische Monats- und Jahresberichte zur Luftbelastung in Berlin stehen zum Download zur Verfügung. Weitere Informationen Video in English: Hauptstadtluft: Why we do not measure everywhere Video in Türkisch: Başkent havasi: Neden her yerde ölçüm yapmiyoruz Berliner Luftgütemessnetz Formulare Rechtsvorschriften Weitere Publikationen sind zu finden unter www.gefahrstoffe.de

Klimaanalysekarten 2014 (Umweltatlas)

Die gesamtstätische Klimamodellierung dient als Grundlage, um die den Ist-Zustand des Stadtklimas im Land Berlin in die Planung einbeziehen zu können. Es werden hierfür notwendige stadtklimatische Klimaanalysen (siehe Klimaanalyse) und -bewertungen (siehe Planungshinweise Stadtklima) bereitgestellt. Für die gesamte Stadtfläche werden im Bereich der Klimaanalyse acht Klimaparameter jeweils in einer Rasterdarstellung mit einer hohen räumlichen Auflösung von 10 m x 10 m sowie aggregiert auf ca. 25.000 Block- und Blockteilflächen angeboten. Durch die hohe räumliche Auflösung sind die Klimaanalyseergebnisse dazu geeignet Planungsprojekte bis zur Ebene der Bauleitplanung zu unterstützen. Die dargestellten Parameter umfassen darüber hinaus nicht nur die wichtigsten klimatischen Größen wie (1) bodennahes Windfeld und Kaltluftvolumenstrom, (2) Luft- und (3) Strahlungstemperatur, (4) nächtliche Abkühlung sondern auch den thermischen Bewertungsindex (5) PET sowie die (6) Anzahl meteorologischer Kennwerte im Mittel der Jahre 2001-2010. Die Zusammenfassung der Erkenntnisse aus der Klimaanalyse erfolgt in der (7) Klimaanalysekarte. Die Klimaanalysekarte ermöglicht es, die einzelnen Bereiche der Stadt nach ihren unterschiedlichen klimatischen Funktionen, d.h. ihrer Wirkung auf andere Räume, abzugrenzen.

Luftschadstoff-Emissionen in Deutschland

<p> <p>Luftschadstoff-Emissionen aus unterschiedlichsten Quellen beeinträchtigen die Luftqualität, können in der Umwelt Säuren bilden oder die übermäßige Anreicherung von Nährstoffen (Eutrophierung) in Ökosysteme vorantreiben. Auch die menschliche Gesundheit kann belastet werden.</p> </p><p>Luftschadstoff-Emissionen aus unterschiedlichsten Quellen beeinträchtigen die Luftqualität, können in der Umwelt Säuren bilden oder die übermäßige Anreicherung von Nährstoffen (Eutrophierung) in Ökosysteme vorantreiben. Auch die menschliche Gesundheit kann belastet werden.</p><p> Entwicklung der Luftschadstoffbelastung <p>Emissionen werden durch den Verkehr, die Energieerzeugung, Industrieprozesse, die Landwirtschaft und viele andere Aktivitäten verursacht. Die seit 1990 erzielten deutlichen Erfolge bei der Emissionsminderung einzelner Luftschadstoffe zeigt die Abbildung „Emissionen ausgewählter Luftschadstoffe“. Daraus geht hervor, dass bei vielen Luftschadstoffen die stärksten Minderungen in der ersten Hälfte der 1990er Jahre erzielt werden konnten.</p> <a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/image/2_Abb_Emi-ausgew-Luftschadst_2026-06-09.png"> </a> <strong> Emissionen ausgewählter Luftschadstoffe </strong> Quelle: Umweltbundesamt Downloads: <ul> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/2_Abb_Emi-ausgew-Luftschadst_2026-06-09.pdf">Diagramm als PDF (50,24 kB)</a></li> </ul> </p><p> Ermittlung der Emissionsmengen <p>Die jährlichen Emissionen werden im Umweltbundesamt aus den verfügbaren Daten (Statistiken der Länder und des Bundes, Informationen von Verbänden und Betrieben, Modelle) für alle Quellen berechnet. Die Schadstoffemissionen werden dann Verursachergruppen, so genannten Quellkategorien, zugeordnet.</p> <p>Diese Aufteilung ist in der Tabelle „Emissionen ausgewählter Luftschadstoffe nach Quellkategorien“ zu sehen, unerheblich ist dabei der Ort des Verbrauchs. Beispielsweise werden die Emissionen aus der Stromproduktion bei dieser Systematik den Produzenten (hier: Kraftwerke) und nicht den Verbrauchern zugerechnet. Die Tabelle stellt Angaben zu Stickstoffoxiden (NOx), Ammoniak (NH3), leichtflüchtigen organischen Verbindungen ohne Methan (<a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/nmvoc">NMVOC</a>), Schwefeldioxid (SO2) und Staub – einschließlich der Feinstaubanteile PM10 und PM2,5 – sowie Kohlenmonoxid (CO) zusammen. Außerdem werden die Säurebildner SO2, NH3 und NOx unter Berücksichtigung ihres Säureäquivalents erfasst.</p> <p>Die Berechnungen erfolgen nach den internationalen Berichtsvorschriften unter der <a href="http://www.unece.org/env/lrtap/welcome.html">UNECE Luftreinhaltekonvention</a>. Zum Zweck der Harmonisierung der Berichterstattung haben sich diese an den Vorgaben des Intergovernmental Panel on Climate Change der Vereinten Nationen (<a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/ipcc">IPCC</a>) für die Treibhausgase orientiert.</p> <a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/image/3_Tab_Emi-ausgew-Luftschadst_2026-06-09.png"> </a> <strong> Tab: Emissionen ausgewählter Luftschadstoffe nach Quellkategorien </strong> Quelle: Umweltbundesamt Downloads: <ul> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/3_Tab_Emi-ausgew-Luftschadst_2026-06-09.pdf">Tabelle als PDF zur vergrößerten Darstellung (163,25 kB)</a></li> </ul> </p><p> Minderung von Emissionen durch die europäische National Emission Ceilings (NEC)-Richtlinie und das Göteborg-Protokoll <p>In der europäischen <a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/nec-richtlinie">NEC-Richtlinie</a> (<a href="https://eur-lex.europa.eu/legal-content/DE/TXT/?uri=CELEX%3A32016L2284">EU 2016/2284</a>) sind für die EU-Mitgliedstaaten Emissionsminderungsverpflichtungen für die wichtigsten Luftschadstoffe (SO2, NOx, NH3, <a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/nmvoc">NMVOC</a> und PM2,5) festgelegt, die ab dem Jahr 2020 relativ zu 2005 einzuhalten sind. Auch das von den Parteien der Genfer Luftreinhaltekonvention beschlossene <a href="https://unece.org/environment-policy/air/protocol-abate-acidification-eutrophication-and-ground-level-ozone">Göteborg-Protokoll</a> enthält analoge Minderungsziele für diese Schadstoffe. Dabei sind die Reduktionsverpflichtungen für den Zeitraum 2020 bis 2029 in beiden Regelungen identisch. Unter der NEC-Richtlinie sind ab dem Jahr 2030 dann deutlich höhere Reduktionen vorgesehen.</p> <p>Die Tabelle „Reduktionsverpflichtungen der NEC-Richtlinie; Emissionen im Jahr 2023“ zeigt die beschlossenen Emissionshöchstmengen und stellt sie den Emissionsdaten für das Jahr 2023 gegenüber. Bei der Überprüfung der Zielerreichung werden nach der NEC Richtlinie die Emissionen aus der Düngewirtschaft und landwirtschaftlichen Böden nicht berücksichtigt.</p> <a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/image/4_Tab_Emissionshoechstmengen_2026-06-09.png"> </a> <strong> Tab: Emissionshöchstmengen der NEC-Richtlinie; Reduktionsverpflichtungen der neuen NEC-Richtlinie... </strong> Quelle: Umweltbundesamt Downloads: <ul> <li><a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/medien/384/bilder/dateien/4_Tab_Emissionshoechstmengen_2026-06-09.pdf">Tabelle als PDF (50,32 kB)</a></li> </ul> </p><p> </p><p>Informationen für...</p>

Tempolimit

<p> <p>Das UBA untersucht, inwieweit die Umweltbelastungen des Straßenverkehrs in Zusammenhang mit den gefahrenen Geschwindigkeiten stehen und welchen Beitrag Geschwindigkeitsbeschränkungen zu einer Verminderung der Umweltbelastungen leisten können.</p> </p><p>Das UBA untersucht, inwieweit die Umweltbelastungen des Straßenverkehrs in Zusammenhang mit den gefahrenen Geschwindigkeiten stehen und welchen Beitrag Geschwindigkeitsbeschränkungen zu einer Verminderung der Umweltbelastungen leisten können.</p><p> Tempolimit auf Autobahnen und Außerortsstraßen <p>Ein allgemeines Tempolimit auf Autobahnen in Verbindung mit einer niedrigeren Höchstgeschwindigkeit auf Außerortsstraßen zählt zu den wirksamsten, kostengünstigsten und am schnellsten realisierbaren Maßnahmen zur Minderung von Treibhausgasemissionen im Verkehrssektor. Ein Tempolimit leistet zugleich einen wesentlichen Beitrag zur Verkehrssicherheit, reduziert Lärm- und Schadstoffemissionen sowie den Energieverbrauch und trägt erheblich zur Verbesserung der Aufenthalts- und Lebensqualität entlang stark belasteter Verkehrswege bei.</p> <p>Im Rahmen der Studie&nbsp;<a href="https://www.umweltbundesamt.de/publikationen/modellierung-der-umweltwirkung-von-tempolimit">„Modellierung der Umweltwirkung von Tempolimit-Maßnahmen auf Autobahnen und außerorts“</a> (Friedrich et al. 2024) wurde untersucht, welche Auswirkungen unterschiedliche Tempolimits in Deutschland auf die&nbsp;⁠<a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/fahrleistung">Fahrleistung</a>⁠ sowie auf die verursachten Emissionen an Treibhausgasen (THG) und Luftschadstoffen (Stickoxide (NOx) und Feinstaub (PM)) haben. Die Studie umfasst fünf Szenarien für ein Tempolimit in Deutschland:&nbsp;</p> <ul> <li><strong><a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/szenario">Szenario</a> T130/100</strong>: Ein Tempolimit von 130 km/h auf Autobahnen und Kraftfahrstraßen unter Beibehaltung der Höchstgeschwindigkeit von 100 km/h auf allen anderen Außerortsstraßen.</li> <li><strong>Szenario T130/80</strong>: Ein Tempolimit von 130 km/h auf Autobahnen und Kraftfahrstraßen mit zusätzlicher Geschwindigkeitsbegrenzung von 80 km/h auf allen übrigen Außerortsstraßen.</li> <li><strong>Szenario T120/100</strong>: Ein Tempolimit von 120 km/h auf Autobahnen und Kraftfahrstraßen unter Beibehaltung der Höchstgeschwindigkeit von 100 km/h auf allen anderen Außerortsstraßen.</li> <li><strong>Szenario T120/80</strong>: Ein Tempolimit von 120 km/h auf Autobahnen und Kraftfahrstraßen mit zusätzlicher Geschwindigkeitsbegrenzung von 80 km/h auf allen übrigen Außerortsstraßen.</li> <li><strong>Szenario T100/80</strong>: Ein Tempolimit von 100 km/h auf Autobahnen und Kraftfahrstraßen mit zusätzlicher Geschwindigkeitsbegrenzung von 80 km/h auf allen übrigen Außerortsstraßen.</li> </ul> <p>Die Studie baut auf der Methodik des Forschungsprojektes&nbsp;<a href="https://www.umweltbundesamt.de/publikationen/fluessiger-verkehr-fuer-klimaschutz-luftreinhaltung">„Flüssiger Verkehr für Klimaschutz und Luftreinhaltung“</a> (Schmaus et al. 2023) auf. Sie berücksichtigt als Wirkmechanismus nicht nur direkte Geschwindigkeits- und Verbrauchseffekte durch langsameres Fahren, sondern auch Veränderungen in der Routenwahl und Verkehrsnachfrage, die durch ein Tempolimit ausgelöst werden. Die Treibhausgasemissionen des Straßenverkehrs können durch ein Tempolimit um 2,2 % bis 8,1 % gesenkt werden, wobei der Geschwindigkeitseffekt stets die größte Teilwirkung hat, siehe Abbildung.</p> <a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/image/Abbildung%20THG-%C3%84nderung%20Tempolimit.png"> </a> <strong> Änderung der Treibhausgasemissionen des gesamten Straßenverkehrs in Deutschland durch ein Tempolimit </strong> Quelle: Umweltbundesamt </p><p> <p>Bezogen auf das Jahr 2024 können in Deutschland durch ein Tempolimit von 120 km/h auf Autobahnen und 80 km/h außerorts insgesamt 6,6 Millionen Tonnen CO2-Äquivalente und rund 2,8 Milliarden Liter Kraftstoff eingespart werden. Allein durch den direkten Geschwindigkeitseffekt – also ohne Routenwahl- und Nachfrage-Effekte – können davon sofort 4,9 Millionen Tonnen CO2-Äquivalente und gut 2 Milliarden Liter Kraftstoff eingespart werden, siehe Tabelle. Folgende weitere Umweltwirkungen konnten für die verschiedenen Tempolimits ermittelt werden:</p> <ul> <li>Rückgang Stickoxid-Emissionen (NOX) zwischen 5,1 % (T130/100) und 16,1 % (T100/80)</li> <li>Rückgang Feinstaub-Emissionen (PM) zwischen 3,6 % (T130/100) und 11,4 % (T100/80)</li> </ul> <p>Eine 2025 von der&nbsp;<a href="https://www.bmv.de/SharedDocs/DE/Publikationen/StV/studie-tempolimit-auswirkungen.pdf?__blob=publicationFile">Bundesanstalt für Straßenwesen (BASt) veröffentlichte Studie</a> bestätigt, dass ein Tempolimit die Emissionen senkt. Die Studie analysiert die CO₂-Minderungswirkung eines generellen Tempolimits von 130 km/h auf Autobahnen. Die Berechnungen basieren auf Geschwindigkeits- und Verkehrsdaten aus Dauerzählstellen, aus denen die Fahrleistungsverteilung nach Geschwindigkeitsklassen abgeleitet wird. Die Emissionswirkungen ergeben sich ausschließlich aus der veränderten Fahrweise infolge der Geschwindigkeitsbegrenzung. Effekte der Routenwahl oder Veränderungen der Verkehrsnachfrage werden nicht abgebildet. Betrachtet wird ein einzelnes <a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/szenario">Szenario</a>, das sich auf Autobahnen beschränkt; daraus resultiert ein jährliches Einsparpotenzial von etwa 1,3 bis 2,0 Millionen Tonnen CO₂.</p> <p>Über die klima- und luftqualitätsbezogenen Effekte hinaus, zeigt die Forschung zur Verkehrssicherheit, dass ein Tempolimit sowohl die Zahl schwerer Unfälle als auch die Schwere der Verletzungen reduzieren kann. Besonders ein Tempolimit von 120 km/h auf Autobahnen wirkt sich hier positiv aus. Ambitionierte Geschwindigkeitsbegrenzungen stellen damit ein schnell umsetzbares Instrument dar, das gleichzeitig Emissionen senkt, die Umweltqualität verbessert und die Sicherheit im Straßenverkehr erhöht.&nbsp;</p> <p>Besonders bedeutsam ist dabei, dass die <a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/uba">UBA</a>-Modellierungen reale Mobilitätsprozesse – wie veränderte Routenwahl und Nachfrage – einbeziehen und damit ein vollständigeres Wirkungsspektrum abbilden. Ein flächendeckendes Tempolimit ist damit sowohl ökologisch als auch gesundheitlich sinnvoll.</p> <p>Auch&nbsp;<a href="https://www.umweltbundesamt.de/publikationen/klimaschutz-durch-tempolimit">ältere Untersuchungen des Umweltbundesamts</a> zeigten, dass ein generelles Tempolimit auf Autobahnen und eine Geschwindigkeitsbegrenzung auf außerörtlichen Straßen die CO₂-Emissionen im Verkehrssektor reduzieren könnten. Die Berechnungen basierten auf mittleren Geschwindigkeiten und den tatsächlichen Geschwindigkeitsverteilungen, berücksichtigten jedoch keine Anpassungen bei Routenwahl oder Verkehrsnachfrage.</p> <a href="https://www.umweltbundesamt.de/system/files/image/Tabelle%20Einsparm%C3%B6glichkeiten%20Tempolimit_0.PNG"> </a> <strong> Einsparmöglichkeiten eines Tempolimits auf Autobahnen und Außerortsstraßen in Deutschland </strong> Quelle: Umweltbundesamt </p><p> Tempolimit auf Innerortsstraßen <p>1957 wurde in der Bundesrepublik Deutschland eine innerorts zulässige Höchstgeschwindigkeit von 50 km/h eingeführt. Die Erfahrungen haben gezeigt, dass dieses Tempolimit für einen großen Teil des Straßennetzes nicht stadtverträglich ist. Dies ist am Unfallgeschehen, an der Lärm- und Luftschadstoffbelastung, den schwierigen Bedingungen für den Fuß- und Radverkehr sowie an unzureichenden Aufenthaltsqualitäten gut zu erkennen.</p> <p>In den 1980er Jahren wurden deshalb die „Tempo-30-Zone“ und der „Verkehrsberuhigte Bereich“ als flächenhafte Regelungen für das untergeordnete Straßennetz eingeführt. Inzwischen gilt innerorts im überwiegenden Teil der Nebenstraßen Tempo 30 oder weniger. Auf den meisten Hauptverkehrsstraßen bestehen die Probleme durch Tempo 50 aber fort. Verkehrssicherheit, Lärmschutz, Luftreinhaltung, Förderung von Fuß- und Radverkehr sowie die Erhöhung der Aufenthaltsqualität sind Gründe für Bürger*innen, Tempo 30 verstärkt auch an innerörtlichen Hauptverkehrsstraßen einzufordern. Das Straßenverkehrsrecht bietet den Kommunen dafür mittlerweile mehr Handlungsspielraum.</p> Wirkungen von 30 km/h als innerörtliche Regelgeschwindigkeit <p>Das <a href="https://www.umweltbundesamt.de/service/glossar/uba">UBA</a> hat die Wirkungen von Tempo 30 als innerörtliche Regelgeschwindigkeit erforschen lassen. Grundlage waren Simulationen in sechs Beispielstädten. In Halle/Saale, Göttingen und Ravensburg wurden die Wirkungen auf Lärm, Luftschadstoffe und CO2 untersucht. Hier wurde davon ausgegangen, dass nur in diesen Städten Tempo 30 als Regelgeschwindigkeit gilt. Die Untersuchung der Stadtregionen Stuttgart, Magdeburg und Dresden bezog die jeweiligen Umlandgemeinden in die Tempo-30-Regelung mit ein, beschränkte sich aber auf die Betrachtung der Luftschadstoffe und CO2.</p> <p>Im <a href="https://www.umweltbundesamt.de/node/102837">Forschungsprojekt „Umweltwirkungen einer innerörtlichen Regelgeschwindigkeit von 30 km/h“</a>&nbsp; zeigen die Simulationen in Halle/Saale, Göttingen und Ravensburg enorme Lärmentlastungen besonders an Hauptverkehrsstraßen. Aber auch stadtweit sinkt die Lärmbetroffenheit deutlich. Methodik und Ergebnis der Simulationen stellt dieses <a href="https://youtu.be/xGG5I-V-Ic8">Online-Seminar</a> dar.</p> <p>Für die Luftschadstoffe und CO2 ergibt sich zusammen mit der <a href="https://www.umweltbundesamt.de/node/100913">Untersuchung „Klimaschutz- und Luftreinhalteeffekte einer Regelgeschwindigkeit von 30 km/h innerorts in den Stadtregionen Dresden, Magdeburg und Stuttgart“</a>: Die straßenverkehrsbedingten Luftschadstoffemissionen sinken in den meisten untersuchten Städten durch Tempo 30, teilweise sogar deutlich. Die Größenordnung hängt dabei unter anderem von der Stadtstruktur und dem bestehenden Verkehrsangebot ab. In Magdeburg und Ravensburg hat die Simulation aber auch leichte Anstiege des ein oder anderen Luftschadstoffs ergeben.</p> <p>Ein zeigt, dass es besonders in Bezug auf den Klimaschutz offenbar wirkungsvoller ist, die innerörtliche Regelgeschwindigkeit bundesweit einheitlich zu senken, als den Kommunen lediglich das Recht einzuräumen, dies auf Wunsch jeweils selbst zu tun.</p> <p>Aufgrund der positiven Wirkungen auf Umwelt, Gesundheit und Verkehrssicherheit empfiehlt das Umweltbundesamt, deutschlandweit Tempo 30 als innerörtliche Regelgeschwindigkeit einzuführen. An geeigneten Hauptverkehrsstraßen sollten höhere Geschwindigkeiten in begründeten Ausnahmen zulässig sein. Die Kommunen können mögliche lokale Verkehrsverlagerungen in die Nebenstraßen vorab prüfen und mit punktuellen Begleitmaßnahmen entgegenwirken.</p> Quelle: Umweltbundesamt 28.11.2022 UBA-Erklärfilm zu Tempo 30 als innerörtliche Regelgeschwindigkeit </p><p> </p><p>Informationen für...</p>

Langfristige Entwicklung der Luftqualität

Die Luftqualität in Berlin hat sich in den letzten Jahrzehnten stark verbessert. Seit 2020 werden die aktuell geltenden Grenz- und Zielwerte für Luftschadstoffe stadtweit eingehalten – ein Erfolg für Umwelt und Gesundheit. Grundlage für den Rückgang der Luftbelastung sind die schrittweisen Verschärfungen von Grenzwerten zum Schadstoffausstoß von Kraftwerken, Industrie, Kleinfeuerungsanlagen und Fahrzeugen, die auf europäischer und nationaler Ebene festgelegt wurden und werden. Zusätzlich beigetragen haben Maßnahmen aus den Berliner Luftreinhalteplänen . Die Luftqualität in Berlin wird seit Mitte der 1970er Jahren kontinuierlich überwacht, um die Immissionsbelastung durch Luftschadstoffe zu dokumentieren. Seit 2002 erfolgen die Messungen gemäß den Vorschriften der Europäischen Luftqualitätsrichtlinien. Zur besseren Einordnung der Messwerte werden drei Belastungsregime unterschieden: Verkehr : Messstationen an Hauptverkehrsstraßen mit hoher Belastung Innerstädtischer Hintergrund : Messstationen in innerstädtischen Wohngebieten mit geringem direktem Verkehrseinfluss Stadtrand : Messstationen am Stadtrand zeigen die quellferne Belastungssituation und erlauben zudem auch die Beurteilung über den Eintrag von Luftschadstoffen von außerhalb des Stadtgebietes Die folgenden Abbildungen zeigen den langjährigen Verlauf der mittleren Luftbelastung einzelner Schadstoffe in diesen Belastungsregimen. Für Stickstoffdioxid NO₂, Feinstaub PM₁₀, PM₂ꓹ₅ und Ozon O₃ werden die langfristigen Entwicklungen basierend auf einem Differenzenmodell ermittelt, wie im Jahresbericht 2019 (PDF, 4,2 MB) beschrieben. Im Kern werden dabei die Differenzen der Jahresmittelwerte von einem zum darauffolgenden Jahr verwendet. Werte für die einzelnen Stationen nach Schadstoffen und sind verfügbar unter: Darstellung von Luftmessdaten | Berliner Luftgütemessnetz Ab 2030 müssen deutlich strengere EU-Grenzwerte gemäß der EU-Richtlinie 2024/2881 eingehalten werden, unter anderem für die Jahresmittelwerte von Stickstoffdioxid (20 statt 40 µg/m³), Partikel PM₁₀ (20 statt 40 µg/m³) und Partikel PM₂,₅ (10 statt 25 µg/m³). Diese künftigen Grenzwerte sind in den Abbildungen zusätzlich zu den derzeit geltenden Grenzwerten eingezeichnet. Stickstoffdioxid Schwebstaub / Partikel PM 10 Partikel PM 2,5 Ozon Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) Schwefeldioxid Benzol Kohlenmonoxid Entwicklung der NO₂-Belastung in Berlin (1990 bis 2024) Die NO₂-Konzentrationen in Berlin sind in den vergangenen Jahrzehnten insgesamt deutlich zurückgegangen, wenn auch mit zeitweiligen Stagnationen. Seit 2020 werden die Grenzwerte an allen Stationen eingehalten. Die nebenstehende Grafik zeigt die langjährige Entwicklung der NO₂-Belastung der automatischen Messstellen sowie der acht beurteilungsrelevanten Passivsammlerstandorte (Passivsammler = PS). Die sehr kleinen Passivsammler befinden sich überwiegend an Straßen mit einer engen Randbebauung, in denen die Abgase der Fahrzeuge schlechter verdünnt werden. Daher liegt der Mittelwert über diese Passivsammler höher als der Mittelwert über die kontinuierlich messenden Verkehrsstationen. Hohe Stickstoffdioxidkonzentrationen werden überwiegend vom Straßenverkehr verursacht. Die höchsten NO₂-Werte treten an Hauptverkehrsstraßen auf. Dort waren die NO₂-Jahresmittelwerte bis 2019 etwa doppelt so hoch wie im städtischen Hintergrund und liegen heute im Mittel immer noch etwa ein Drittel höher als im städtischen Hintergrund. Überschreitungen der seit 2020 geltenden Grenzwerte traten daher nur an Hauptverkehrsstraßen auf. Der langfristige Verlauf zeigt: In den 1990er- bis 2010er-Jahren kam es zu einem Rückgang der NO₂-Belastung infolge technischer Maßnahmen, wie dem Einsatz von Katalysatoren in Otto-Pkw und die Ausrüstung von Kraftwerken mit Entstickungsanlagen. Auch die Einführung der Berliner Umweltzone – in zwei Stufen 2008 und 2010 – trug zur Verbesserung der Luftqualität bei. Insbesondere reduzierte sie die Zahl der Otto-Fahrzeuge ohne Katalysator im innerstädtischen Verkehr. Zwischen 2000 und 2015 blieben die NO₂-Jahresmittelwerte auf einem annähernd gleichbleibenden Niveau. Dabei kamen zwei Gründe zusammen. Zum einen stieg der Anteil an Diesel-Pkw mit hohen Stickoxidausstoß zulasten der Otto-Pkw mit Katalysator. Zum anderen wurde bei Diesel-Pkw der reale Stickoxidausstoß nicht im gesetzlich vorgeschriebenen Maße vermindert (Dieselabgasskandal von 2015). Erst mit der Einführung neuer Abgasvorschriften (Euro 6d-TEMP und Euro 6d) mit Abgasprüfungen im realen Straßenverkehr sowie Software-Updates und Nachrüstung von Diesel-Fahrzeugen konnte in den folgenden Jahren eine deutliche Reduzierung des Schadstoffausstoßes von Diesel-Pkw erreicht werden. Auffällig sind die erhöhten Jahresmittelwerte von 2006. Vor allem für die Straßenmessstellen zeigen diese hohen Jahresmittelwerte eindrucksvoll den Einfluss von meteorologischen Bedingungen auf die Konzentration von Luftschadstoffen. Denn das Jahr 2006 war geprägt durch eine hohe Anzahl windschwacher Hochdruckwetterlagen und ungünstigen meteorologischen Ausbreitungsbedingungen. Seit 2016 sind die NO₂-Werte insbesondere durch die verschärften Abgasvorschriften Kraftfahrzeuge in allen Belastungsbereichen wieder deutlich gesunken. Konkrete Messdaten belegen: An Hauptverkehrsstraßen gingen die NO₂-Werte zwischen 2016 und 2024 um etwa 55 % zurück. Der stärkste Rückgang wurde zwischen 2019 und 2020 beobachtet – begünstigt auch durch Maßnahmen der Berliner Luftreinhalteplanung wie die Nachrüstung und Modernisierung von Dieselbussen und Einführung von Elektro-Bussen durch die BVG , Tempo 30 auf hoch belasteten Hauptverkehrsstraßen , Ausweitung der Parkraumbewirtschaftung , sowie die Förderung des Umweltverbunds aus öffentlichem Nahverkehr , Rad- und Fußverkehr . Zusätzlich führten Lock-Down-Phasen während der Corona-Pandemie 2020-2022 zu Rückgängen des Verkehrs und verstärkten die Abnahme der NO₂-Belastung. Daraus resultiert weiterhin ein höherer Anteil von Home-Office mit einem dämpfenden Effekt auf den Berufsverkehr. 2023 und 2024 lagen die NO₂-Mittelwerte im Berliner Luftgüte-Messnetz (BLUME) je nach Standort zwischen 8 und 20 µg/m³, während Passivsammler 2024 im Mittel 28 µg/m³ zeigten Der zukünftige EU-Grenzwert von 20 µg/m³, der ab 2030 einzuhalten ist, wird noch an einigen hoch belasteten Straßen überschritten. Es besteht also weiterhin Handlungsbedarf, vor allem in der Verkehrsplanung, beim Umstieg auf emissionsarme Fahrzeuge und der Förderung nachhaltiger Mobilität. Auch die Umsetzung der Berliner Wärmestrategie trägt durch den schrittweisen Ersatz fossiler Heizsysteme zur Reduktion von Feinstaub- und Stickoxid-Emissionen bei. Weitere Informationen zur Definition und Messung von NO₂ bietet das Umweltbundesamt . Entwicklung der TSP- und PM₁₀-Belastung in Berlin (1987 bis 2024) Ende der 1990er Jahre wurde mit der Messung von Partikeln PM₁₀, also von einatembaren Teilchen kleiner als 10 Mikrometer (µm), begonnen. Sie ersetzte die Gesamtstaubmessung (TSP – total suspended particles), bei der auch grobe Teilchen > 10 µm erfasst wurden. Deshalb sind beide Reihen nicht direkt miteinander vergleichbar. Der sehr starke Rückgang der Gesamtstaubbelastung zwischen 1987 und 1997 beruht im Wesentlichen auf dem Umstieg von Kohleeinzelraumfeuerungen („Kachelöfen“) auf Gasheizungen und Fernwärme sowie der Modernisierung oder Stilllegung von Kraftwerken in den Gebieten der ehemaligen DDR. Die langfristige Entwicklung zeigt einen deutlichen Rückgang der PM₁₀-Konzentrationen in Berlin: Seit 2000 sanken die Werte an verkehrsnahen Standorten um ca. 40 %, in Wohngebieten und am Stadtrand um rund 30 %. Seit 2004 wird der gesetzliche Jahresmittelgrenzwert von 40 µg/m³ an allen Messstationen eingehalten. Die Zahl der Tage mit Überschreitungen des Tagesmittelgrenzwerts von 50 µg/m³ ist ebenfalls deutlich rückläufig. Die letzte Überschreitung der zulässigen Anzahl von 35 Überschreitungstagen wurde 2015 registriert (Station MC174 an der Frankfurter Allee mit 36 Tagen). Die Feinstaubbelastung ist stark witterungsabhängig: Kalte Winter mit hohem Heizbedarf führen häufig zu höheren Werten. Hochdruckwetterlagen mit geringen Windgeschwindigkeiten und Inversionswetter verhindern den Abtransport von Schadstoffen. Ferntransporte (z. B. großräumige Verfrachtung von Schadstoffen aus Kraftwerken und Holzfeuerungen, der Landwirtschaft oder Saharastaub ) können zusätzlich zur Belastung beitragen. Beispiele: Günstige Wetterjahre wie 2007, 2012, 2017, 2019, 2020, 2022, 2023 führten zu vergleichsweise niedrigen PM₁₀-Konzentrationen, ungünstige Wetterbedingungen in den Jahren 2003, 2006, 2010, 2011, 2014 und 2018 zu höheren Belastungen. Der langjährig rückläufige Trend der PM₁₀-Belastung ist auf gezielte Maßnahmen zurückzuführen: Rauchgasreinigung bei Kraftwerken und Abfallverbrennung, Ersatz von Kohleheizungen, Partikelfilter für Diesel-Fahrzeuge und Baumaschinen , sowie Förderung des Umweltverbunds aus öffentlichem Nahverkehr und Rad- und Fußverkehr und Tempo 30 auf hoch belasteten Hauptverkehrsstraßen. Der verkehrsbedingte Anteil an der PM₁₀-Belastung wurde seit den späten 1990er Jahren um rund 70 % reduziert. Ab 2030 gelten in der EU strengere Grenzwerte : Der Jahresmittelwert wird auf 20 µg/m³ gesenkt, ein Tagesmittelgrenzwert von 45 µg/m³ darf an höchstens 18 Tagen pro Jahr überschritten werden (bisher: 35 Tage mit 50 µg/m³). An vielen Berliner Messstationen werden diese Werte bereits eingehalten, an verkehrsnahen Standorten jedoch teils noch überschritten. Es besteht somit weiterer Handlungsbedarf – insbesondere im Straßenverkehr und bei häuslichen Emissionen. Weitere Informationen zur Definition und Messung von PM₁₀ bietet das Umweltbundesamt . Entwicklung der PM₂,₅-Belastung in Berlin (2004 bis 2024) Als Partikel PM₂ꓹ₅ werden sehr kleine Partikel bezeichnet, deren aerodynamischer Durchmesser kleiner als 2,5 µm ist. Sie können nachhaltig die Lunge schädigen, da sie tief in die Atemwege eindringen und länger dort verweilen. Außerdem können hohe PM₂ꓹ₅-Belastungen zu Herz- und Kreislauferkrankungen führen. Der enthaltene Ruß gilt als krebserregend. In den vergangenen zwei Jahrzehnten ist die PM₂,₅-Belastung in Berlin deutlich gesunken: An verkehrsnahen Messstationen um rund 45 %, im innerstädtischen Hintergrund um etwa 40 %. Der gesetzliche Jahresmittelgrenzwert von 25 µg/m³ wird seit seiner Einführung im Jahr 2015 an allen Berliner Messstellen zuverlässig eingehalten. Auch der gleitende Drei-Jahres-Mittelwert im städtischen Hintergrund liegt seit Jahren unter dem Zielwert von 20 µg/m³. Die PM₂,₅-Konzentrationen unterliegen jedoch starken witterungsbedingten Schwankungen. Kalte Winter mit erhöhtem Heizbedarf führen zu mehr Emissionen. Inversionslagen verhindern den Luftaustausch, sodass sich Schadstoffe anreichern. Ferntransporte – etwa Abgase aus Kraftwerken, Industrie oder Holzfeuerungen, Saharastaub oder landwirtschaftliche Quellen – tragen zusätzlich zur Belastung bei. Auch die sekundäre Partikelbildung – z. B. aus Stickoxiden, Schwefeldioxid oder Ammoniak – ist wetterabhängig. Günstige Wetterjahre mit viel Wind und Regen wie 2012, 2017, 2019, 2020, 2022 und 2023 führten zu niedrigeren PM₂,₅-Werten. In ungünstigen Jahren wie 2006, 2010, 2014, 2018 und 2024 wurden dagegen teils erhöhte Belastungen gemessen. Der Rückgang der PM₂,₅-Belastung ist auf eine Vielzahl von Luftreinhaltemaßnahmen zurückzuführen: strengere EU-Abgasnormen, der verstärkte Einsatz von Partikelfiltern für Dieselfahrzeuge, u.a. durch die Einführung der Berliner Umweltzone ab 2008, die Modernisierung veralteter Heizungsanlagen, der Umstieg auf emissionsärmere Energieträger und die Reduktion gasförmiger Vorläuferstoffe. Seit 2023 ergänzt die Informationskampagne „Richtig Heizen mit Holz“ das Berliner Maßnahmenpaket. Ab 2030 gelten in der EU deutlich strengere Grenzwerte : Der Jahresmittelgrenzwert für PM₂,₅ wird von 25 µg/m³ auf 10 µg/m³ gesenkt. Dieser Wert wird derzeit an Verkehrsmessstationen und teilweise auch im städtischen Hintergrund nicht eingehalten. Zudem wird ein neuer Tagesmittelgrenzwert von 25 µg/m³ eingeführt, der an höchstens 18 Tagen pro Jahr überschritten werden darf. Zusätzlich gilt ab 2030 eine Minderungsverpflichtung für die PM₂ꓹ₅-Belastung im städtischen Hintergrund. Zur Einhaltung der künftigen Grenzwerte sind zusätzliche Maßnahmen nötig – vor allem in den Bereichen Verkehrsplanung, emissionsarme Wärmeversorgung und umweltfreundliche Stadtentwicklung. Da circa 60 bis 70 % der in Berlin gemessenen Partikeln aus Quellen außerhalb Berlins stammen, muss die Partikelbelastung europaweit gesenkt werden. Weitere Informationen zur Definition und Messung von PM₂ꓹ₅ bietet das Umweltbundesamt . Dieser dreiatomige Sauerstoff ist ein natürlicher Bestandteil der Luft und wird nur selten direkt emittiert. Die Bildung von bodennahem Ozon geschieht über chemische Reaktionen aus Vorläuferstoffe unter dem Einfluss von UV-Strahlung. Der wichtigste Vorläuferstoff ist Stickstoffdioxid (NO₂). Aber auch flüchtige organische Verbindungen (VOC, volatile organic compounds) sind für die Ozonbildung von Bedeutung, da diese zur Umwandlung von Stickstoffmonoxid (NO) zum Ozonvorläuferstoff NO₂ beitragen. Abgebaut wird Ozon wiederum durch NO. Die höchsten Ozonkonzentrationen treten im Sommer während sonnigen Schönwetterperioden auf. Denn dann ist die UV-Einstrahlung hoch und zudem werden von der Vegetation bei hohen Temperaturen mehr VOCs freigesetzt. Entwicklung der O₃-Belastung in Berlin (1988 bis 2024) Die langfristige Entwicklung der Jahresmittelwerte zeigt zwei gegensätzliche Trends je nach Standorttyp: Im innerstädtischen Hintergrund ist seit Ende der 1980er Jahre ein nahezu kontinuierlicher Anstieg der mittleren Ozonkonzentrationen zu beobachten. Eine Regressionsanalyse ergibt eine Zunahme von etwa 0,4 µg/m³ pro Jahr. Am Stadtrand hingegen ist nach einem Rückgang Anfang der 1990er Jahre eine geringere Zunahme um rund 0,1 µg/m³ pro Jahr festzustellen. Die mittlere Ozonbelastung ist damit inzwischen im städtischen Hintergrund genauso hoch wie am Stadtrand. Für die verkehrsnahe Station MC174 liegen seit 2020 eigene Ozon-Messdaten vor, die deutlich niedrigere Werte zeigen – beispielsweise 42 µg/m³ im Jahr 2019, 43 µg/m³ 2020 und 47 µg/m³ 2024. Ursache dafür ist der direkte NO-Ausstoß aus dem Straßenverkehr, der Ozon effektiv reduziert. Die Jahresmittelwerte unterliegen darüber hinaus starken witterungsbedingten Schwankungen. Unterschiede von bis zu 7 µg/m³ zwischen zwei aufeinanderfolgenden Jahren sind nicht ungewöhnlich. Besonders hohe Ozonwerte wurden in den Jahren 2018 und 2019 gemessen – bedingt durch heiße, sonnige Sommer mit stabilen Hochdruckwetterlagen. Die Jahre 2023 und 2024 wiesen mit jeweils 52 bis 53 µg/m³ im innerstädtischen Hintergrund die höchsten je gemessenen Mittelwerte auf und bestätigen damit den langfristigen Trend. Der beobachtete Anstieg der mittleren Ozonwerte lässt sich vor allem auf die Reduktion der NO-Konzentrationen zurückführen, insbesondere im Sommer. Weniger NO bedeutet eine geringere Abbaurate von Ozon, wodurch sich O₃ länger in der Atmosphäre hält. Weitere Einflussfaktoren sind die Trockenheit und der Hitzestress der Vegetation – wie in den Jahren 2018 und 2019. Dies führt zu geringeren VOC-Emissionen, wodurch insbesondere die Bildung extremer Ozonspitzen reduziert wird. Zudem haben Emissionseinsparungen bei den Ozonvorläufern NOₓ und VOCs aus Verkehr, Industrie und privatem Gebrauch (etwa Farben, Lacke, Lösungsmittel) die Häufigkeit hoher Kurzzeitbelastungen deutlich reduziert. Kurzzeitige O₃-Belastungsspitzen sind gesundheitlich besonders relevant, da erhöhte Ozon-Konzentrationen zu Reizerscheinungen der Augen und Schleimhäute sowie Lungenschäden führen können. Deshalb wurden zum Zweck des Gesundheitsschutzes die Informationsschwelle von 180 µg/m³ und die Alarmschwelle von 240 µg/m³, jeweils als Mittelwert über eine Stunde, festgelegt. Diese Belastungsspitzen sind jedoch im Gegensatz zur mittleren O₃-Belastung seit Jahren rückläufig, selbst in Jahren mit eigentlich günstigen Bedingungen für Ozonbildung. So zeigen 2018, 2019, 2023 und 2024: Trotz hoher Temperaturen kam es nicht zu extremen Ozonspitzen, vermutlich infolge niedriger NO₂-Werte und verringerter VOC-Emissionen durch Trockenheit. Weitere Informationen zur Definition und Messung von Ozon bietet das Umweltbundesamt . Ein Zukunftsausblick: Für Ozon gibt es bislang keine EU-Grenzwerte für Jahresmittelwerte, aber die Einhaltung der Informations- und Alarmschwellen bleibt essenziell. Mit dem Klimawandel – mehr Hitzetage und längere Trockenperioden – wird die Bedeutung der Ozonbelastung weiter zunehmen. Eine wirksame Reduktion von Vorläuferstoffen bleibt daher entscheidend, um Gesundheit und Umwelt langfristig zu schützen. Entwicklung der Benz[a]pyren-Belastung in Berlin (1993 bis 2022) Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) gelten als krebserregende organische Verbindungen. Diese Stoffe entstehen überwiegend bei schlechter (unvollständiger) Verbrennung von Öl, Kohle oder Holz. Wichtige Quellen sind in Berlin Holzverbrennung in Kleinfeuerungsanlagen und Dieselmotoren ohne Filter. Als wichtigste Messgröße wird dabei Benzo(a)pyren (B(a)P) verwendet. Bereits Mitte der 1990er Jahre gab es erste orientierende Messungen von Benzo(a)pyren an der Messstelle Nansenstraße in Neukölln. Seit 2006 werden regelmäßige Messungen an vier verschiedenen Standorten (Hauptverkehrsstraßen, Wohngebiete und städtischer Hintergrund) durchgeführt. Damit wird die Einhaltung des gesetzlich festgelegten Zielwerts für Benzo(a)pyren von 1 ng/m³ als Jahresmittelwert überwacht. Ein Blick auf die langfristige Entwicklung zeigt: Im städtischen Wohngebiet ist die Belastung seit den 1990er Jahren um den Faktor fünf gesunken. In den Jahren 2006 und 2010 wurde an der Messstation im innerstädtischen Wohngebiet Neukölln sowie an der Hauptverkehrsstraße Schildhornstraße der Grenzwert von 1 ng/m³ erreicht. Dieser Anstieg wird unter anderem auf besonders kalte Winter und den damit einhergehenden erhöhten Verbrauch von Kohle und Holz in privaten Feuerungsanlagen zurückgeführt – wie Kohleheizungen, Holzöfen und Kaminen. Seit 2012 liegen die gemessenen PAK-Konzentrationen an allen Messstellen nahe beieinander und deutlich unter dem Grenzwert. Zwischen 2012 und 2021 bewegten sich die Jahresmittelwerte an allen Stationen zwischen etwa 0,3 und 0,5 ng/m³, 2022 sank die Belastung auf den niedrigsten bisher gemessenen Wert von 0,1 ng/m³. Entwicklung der SO₂-Belastung in Berlin (1988 bis 2019) Die Luftbelastung durch die meisten direkt emittierten Schadstoffe ist in den letzten 20 Jahren stark gesunken. Beim Schwefeldioxid, das hauptsächlich aus Kraftwerken, Industrie und Kohleöfen stammte, ist dieser Rückgang am deutlichsten. Die Entwicklung der SO₂-Belastung in Berlin ist in der Abbildung für den Zeitraum von 1976 bis 2019 dargestellt. Die blau gestrichelte Linie beruht auf Daten, welche bis 2000 im Jahresbericht des BLUME (Senatsverwaltung für Stadtentwicklung, 2001) als SO₂-Gebietsmittel veröffentlicht wurden, jedoch nicht in digitaler Form vorliegen. Seit 1989 liegen die als Punkte dargestellten Jahresmittelwerte der einzelnen Messstationen in digitaler Form in der Datenbank des BLUME vor. Auf Grundlage dieser Daten wurde unter Anwendung der Differenzenmethode der mittlere Verlauf der SO₂-Entwicklung aller Messstationen (rote Linie) und der Messstationen des städtischen Raums (innerstädtischer Hintergrund und Verkehr, gelbe Linie) berechnet. Die Emissionen sind durch die Sanierung oder Stilllegung von Industrieanlagen und die Installation von Rauchgasentschwefelungsanlagen in Kraftwerken Ende der 80er Jahre in West-Berlin und nach 1990 auch in den neuen Bundesländern und osteuropäischen Nachbarländern stark gesunken. Auch der fast vollständige Ersatz von Kohleheizungen durch Gasheizungen oder Fernwärme und der Einsatz von schwefelarmem Kraftstoff haben zur Verbesserung der Luftqualität beigetragen. Zwischen 2004 und 2014 lag die Schwefeldioxidimmission im gesamten Stadtgebiet, sowohl in der Innenstadt als auch in den Außenbezirken auf Jahresmittelwerte zwischen 1-4 µg/m³ . Seit 2015 liegt sie im Bereich von 1-2 µg/m³. Damit ist die Konzentration von Schwefeldioxid im Vergleich zu 1989 um fast 99 % zurückgegangen. Das heutige Konzentrationsniveau liegt mit Tagesmittelwerten von maximal 6 µg/m³ an drei Tagen im Jahr 2019 weit unterhalb der unteren Beurteilungsschwelle der 39. BImSchV von 50 µg/m³ an höchstens drei Tagen im Jahr. Die Messungen wurden daher im Jahr 2020 eingestellt. Entwicklung der Benzol-Belastung in Berlin (1993/94 bis 2022) Benzol gehört zu den krebserregenden Stoffen und kann Leukämie (Blutkrebs) verursachen. Benzol wird vorwiegend von Pkw mit Ottomotor emittiert. Durch den Einsatz des geregelten Katalysators, verbesserter Motortechnik, besserer Kraftstoffe und den Einsatz von Gaspendelsystemen an Tankstellen sowie in Tanklagern konnte die Emission dieses Schadstoffes in den letzten Jahren deutlich verringert werden. Entsprechend hat auch die Immissionsbelastung durch Benzol in den vergangenen Jahren in Berlin stark abgenommen. Die Benzolwerte im Jahr 2010 waren an den Hauptverkehrsstraßen nur ein Fünftel und im innerstädtischen Hintergrund nur noch ein Drittel so hoch wie 1993. Zwischen 2010 und 2022 hat sich die Belastung an der Verkehrsmessstation noch mal halbiert. Der seit 2010 einzuhaltende Grenzwert von 5 µg/m³ wird bereits seit dem Jahr 2000 unterschritten. In den letzten drei Jahren lag auch die straßennahe Benzolkonzentration im Jahresmittel unter 2 µg/m³. Ab 2030 gilt für Benzol ein Grenzwert von 3,4 µg/m³. Auch dieser Wert wird bereits deutlich unterschritten. Kohlenmonoxid (CO) entsteht bei der unvollständigen Verbrennung von kohlenstoffhaltigen Brennstoffen, insbesondere in Kleinfeuerungsanlagen (Holz, Kohle), schlecht eingestellten Ölheizungen und Verbrennungsmotoren. In den letzten drei Jahrzehnten nahm die Kohlenmonoxid-Belastung an den Hauptverkehrsstraßen und im innerstädtischen Hintergrund um jeweils ca. 80 % ab. Der starke Rückgang der Kohlenmonoxid-Belastung beruht zum einen auf der Einführung des geregelten Katalysators und effizienterer Motoren in Kraftfahrzeugen. Zum anderen hat auch der fast vollständige Ersatz von Kohleheizungen durch Gasheizungen oder Fernwärme dazu beigetragen. Dadurch wurde auch der seit 2005 einzuhaltende Kohlenmonoxid-Grenzwert zum Schutz der menschlichen Gesundheit von 10 mg/m³ als höchster 8-Stunden-Mittelwert eines Tages an allen Messstationen nie überschritten.

Forstliches Umweltmonitoring

Waldökosysteme sind vielfältigen Belastungen ausgesetzt. Um rechtzeitig ungünstigen Entwicklungen entgegensteuern zu können, ist eine fortlaufende Überwachung des Waldzustandes notwendig. Dieses forstliche Umweltmonitoring erfolgt in Rheinland-Pfalz mit Hilfe von landesweiten Übersichtserhebungen (Level-I: Kronenzustandserhebung, Bodenzustandserhebung oder Waldernährungserhebung auf einem systematischen Raster) und anhand von Intensivuntersuchungen an Waldökosystem-Dauerbeobachtungsflächen (Level-II kontinuierliche Messungen der Luftschadstoffbelastung und der Witterungsverläufe sowie eine fortlaufende Beobachtung der Reaktionen der Waldökosysteme auf natürliche und anthropogene Stresseinflüsse an ausgewählten für die wichtigsten Waldstandorte in Rheinland-Pfalz charakteristischen Flächen). Erfasst werden u.a.: Kronenzustand (terrestrisch und aus IRC-Luftbildern); Waldwachstum; Nährstoffversorgung; Bodenvegetation; Bodenzustand; Baumflechten; Feinwurzeln; Mykorrhiza; Streufall; Ozonschadsymptome; Phänologie; Klima; Witterung; Luftschadstoffimmission; Luftschadstoffdeposition; Bodenwasser; Quellwasser. Anhand dieser Ergebnisse erfolgen Bewertungen zu den Themen: Wasserhaushalt, Bioelementhaushalt, Bodenversauerung, Stickstoffsättigung, Überschreitungen der ökologischen Belastungsgrenzen durch Luftschadstoffe (critical loads, AOT 40 etc.). Alle wesentlichen Befunde und umfangreiche Bewertungen können auch unter www.fawf.wald-rlp.de und hier unter: Forschungsschwerpunkte/Forstliches Umweltmonitoring eingesehen werden.

Labordatenverarbeitungssystem Umweltuntersuchungen

Labordatenverarbeitungssystem Umweltuntersuchungen mit Daten zu den Umweltmedien Wasser, Boden, Luft und Abfall. Anorg., org., mikrobiolog. Analyseergebnisse von Grund-, Trink- und Brauchwasser, Oberflächengewässern, Abwasser, Deponieflächen. Untersuchungsdaten zu Boden- und Abfallbelastung: bodenkundliche, sensorische, physikalische, chemische und biologische Daten einschließlich der Daten des ehemaligen Dioxinkatasters DIXI. Ergebnisse diskontinuierlicher Messungen von gas- und staubförmigen Bestandteilen in der Außenluft; Depositionsmessungen, Untersuchung von Hausstaubproben. Jährlich wechselnde Messprogramme in unterschiedlichen Gebieten von Hamburg Messdaten, Probenbegleitdaten, Projektbegleitdaten, Stammdaten von Firmen, Objekten, Gewässern, Deponien, Messstellen.

Klimamodell Berlin - Planungshinweise Stadtklima 2015

Stadtklima und Gesundheit – eine Herausforderung für die Gestaltung städtischer Lebensräume Die menschliche Gesundheit ist unsere Lebensgrundlage. Die städtischen Lebens- und Umweltbedingungen haben maßgeblich Einfluss auf das Wohlbefinden, die Gesundheit und die Lebenserwartung für städtische Bevölkerungen. Die Umweltwirkungen auf die menschliche Gesundheit im Kontext des städtischen Klimas können von den bioklimatischen Eigenschaften der Stadt, vor allem bestimmt durch städtische Wärmeinseln und Luftschadstoffe, abgeleitet werden. Bereits heute, vor allem aber in der Zukunft stellen die Besonderheiten des Stadtklimas im Verbund mit den Auswirkungen des Klimawandels, der Überalterung der Gesellschaft, städtischen Lebensweisen und einer ungleichen sozialen Verteilung von Umweltbelastungen große Herausforderungen für die Gestaltung städtischer Lebensräume dar. Da Metropolen wie Berlin ein innerstädtisches Mosaik verschiedener Stadt-, Bevölkerungs- und Sozialstrukturen sowie Umweltbedingungen aufweisen, sind gesundheitliche Auswirkungen ebenso räumlich unterschiedlich ausgeprägt. So sind nicht nur die Umweltbedingungen in einem Stadtgebiet entscheidend, sondern auch wie hoch der Anteil der Personengruppen ist, die diesen Belastungen gegenüber eine besondere Vulnerabilität aufweisen. Vor allem ältere und allein lebende Personen, chronisch Kranke oder sozial Schwache sind von Umweltbelastungen häufig in einem stärkeren Ausmaß betroffen (Böhme et al. 2013). Zum Erhalt bzw. zur Schaffung einer für den Menschen gesunden städtischen Umwelt ist einerseits das Verständnis von den Wirkungen des Stadtklimas auf die Gesundheit entscheidend. Andererseits stellen räumlich differenzierte Betrachtungen zu Mensch-Umwelt-Beziehungen in städtischen Gebieten eine wichtige Grundlage dar. Der Stadtplanung kommt dabei eine maßgebliche Aufgabe zuteil, gerade im Hinblick auf die Folgen des Klimawandels. So hat die Berliner Senatsverwaltung für Stadtentwicklung und Umwelt 2011 den Stadtentwicklungsplan Klima (SenStadtUm 2011) veröffentlicht und im Rahmen der Klimaanpassungsstrategie des Landes Berlin das Klimaschutzteilkonzept „Anpassung an die Folgen des Klimawandels“ (SenStadtUm 2016) entwickelt. Planungshinweiskarten unterstützen das Ziel, ein gesundes Stadtklima zu erhalten bzw. zu schaffen. Bei der Bewertung stadtklimatischer Belastungssituationen und Entlastungsfunktionen sowie der Ausweisung von Flächen mit besonderen stadtklimatischen Missständen und der Vulnerabilität gegenüber dem Stadtklima werden neben Flächennutzungen und Grünflächenversorgungen auch demographische Strukturen berücksichtigt. Die Identifizierung von erhöhten gesundheitlichen Risiken durch Wärme- und Luftschadstoffbelastungen auf Basis von Gesundheitsdaten in räumlicher Auflösung können als wichtige Ergänzung für die Planung und Umsetzung von Minderungs- und Anpassungsmaßnahmen zum Schutz der Gesundheit verstanden werden. Wie ist der Zusammenhang zwischen dem Stadtklima und der menschlichen Gesundheit? Stadtstrukturen modifizieren die bioklimatisch relevanten Parameter Lufttemperatur, Luftfeuchte und Luftbewegungen sowie den Strahlungs- und Energieaustausch. Dabei kann sich das Stadtklima auf direktem und indirektem Wege auf den Menschen auswirken. Denn städtische Wärmeinseln und Luftschadstoffe in der Stadtatmosphäre haben nicht nur direkten Einfluss auf den Menschen, sondern auch auf Wasser, Boden, Flora sowie Fauna in der Stadt. Und über diese Teilsphären (Hydrosphäre, Pedosphäre, Biosphäre) lassen sich ebenso indirekte Wirkungspfade zum Menschen feststellen. Im Folgenden soll der Schwerpunkt der Betrachtung auf den direkten Auswirkungen der städtischen Wärmebelastung auf die menschliche Gesundheit liegen. Städtische Wärmeinseln Die städtische Wärmeinsel wirkt bioklimatisch sowohl vorteilig als auch nachteilig auf die menschliche Gesundheit. Positiv zu bewerten sind eine Verkürzung der winterlichen Frostperiode und eine Reduzierung der Anzahl der Heiztage, wodurch Luftschadstoffimmissionen nachlassen (Kuttler 1998) und das Risiko bezüglich kälteassoziierter Erkrankungen und Sterbefälle vermindert ist. Verkürzte Frostperioden bzw. mildere Winter bedingen allerdings auch eine Verlängerung der Vegetationsperiode und damit der Pollensaison, was Allergien fördern und verstärken bzw. das Allergenspektrum verändern kann (Eis et al. 2010). Ebenso ist mit erhöhten Infektionsrisiken zu rechnen, da es zu günstigeren Lebens- und Ausbreitungsbedingungen für tierische Zwischenwirte und Überträger (Vektoren) von Krankheitserregern kommt (Eis et al. 2010). Nachteilig äußert sich die städtische Überwärmung vor allem in den Sommermonaten, wo die größte Intensität nachts ausgeprägt ist. Da diese Belastungsschwerpunkte mit der nächtlichen Erholungsphase des Menschen zusammentreffen, stellen sie an kontinuierlich heißen Tagen eine zusätzliche Beanspruchung für den menschlichen Organismus dar (Koppe et al. 2004). Aber auch tagsüber können im Sommer hohe Lufttemperaturen, geringe Windintensitäten und räumlich unterschiedliche Strahlungsverhältnisse zu Hitzestress führen. Dabei ist der Grad der Wärmebelastung hauptsächlich durch die Sonneneinstrahlung bestimmt. Hitzewellen, also mehrere wärmebelastete Tage in Folge, stellen in Städten ein spezielles Problem dar, da sich Gebäude und versiegelte Flächen über Tage aufheizen, diese Wärme speichern und verzögert wieder abgeben. Wenn in diesen Fällen eine adäquate Belüftung über Nacht ausbleibt, empfinden Einwohner in diesen Stadtgebieten einen anhaltenden thermischen Stress über die Tages- und Nachtstunden, während Bewohner in begünstigten Stadtarealen durch den kühlenden Einfluss benachbarter Freiflächen eine Wärmeentlastung über Nacht erfahren. Berlin zeichnet sich mit seiner herausragenden Mischung von bebauten und begrünten Flächen durch ein Mosaik verschiedener mikroskaliger Klimate und damit große Unterschiede in den thermischen Bedingungen auf kleinem Raum aus. Deren klimatische Auswirkungen zu bewerten, ist eine vorrangige Aufgabe der dreigeteilten Planungshinweiskarte Stadtklima. Wärmebelastung Unter Wärmebelastung wird eine gesundheitsrelevante Bewertung der thermischen Umwelt verstanden. Die Wärmebelastung wird entweder anhand einfacher Verfahren bestimmt, z.B. Schwellenwerte der Lufttemperatur (klimatologische Kenntage), oder anhand komplexer Verfahren, z.B. mittels dem Predicted Mean Vote (PMV), der gefühlten Temperatur, der Physiological Equivalent Temperature (PET) oder dem Universal Thermal CIimate Index (UTCI), einer Fortschreibung des vom Deutschen Wetterdienst angewendeten Klima-Michel-Modells und der gefühlten Temperatur (Koppe 2005, Jendritzky et al. 2009). Die thermische Belastung unterscheidet sich in Wärmebelastung und Kältereiz. Ab einer starken Wärmebelastung wird auch von Hitzebelastung oder Hitzestress gesprochen, wobei die Begriffe häufig synonym verwendet werden bzw. keine einheitlichen Definitionen vorliegen. Werden die Mortalität (Sterblichkeit oder Sterberate bezogen auf die Gesamtheit der Bevölkerung) und z.B. die Lufttemperaturen über das Kalenderjahr betrachtet, kann im Allgemeinen ein U-förmiger Kurvenverlauf festgestellt werden (vgl. Abbildung 21). h6. Durchgezogene Linie: Temperatur-Mortalitäts-Beziehung über das Kalenderjahr. Gestrichelte Linie: Temperatur-Mortalitäts-Beziehung während Phasen starker Wärmebelastung oder während Sommermonaten (Scherber 2014) Der Kurvenverlauf kann in Abhängigkeit des regionalen Klimas, der betrachteten Saison im Jahr und der Todesursache variieren (Koppe et al. 2004, Michelozzi et al. 2009, Schneider et al. 2009). In den mittleren Breiten weist die Gesamtmortalität (alle Todesursachen) ein Maximum im Winter und ein Minimum im Sommer auf. In besonders heißen Sommern, wie es in Berlin in den Jahren 1994, 2006 und 2010 der Fall war, kann die Gesamtmortalität jedoch das Wintermaximum auch überschreiten (vgl. Abbildung 22). Hitzebedingte Erkrankungen Der menschliche Organismus toleriert Abweichungen der Körperkerntemperatur nur in sehr geringem Maße. Die Körperschale (Arme, Beine und Haut) kann hingegen variierende Temperaturen viel stärker tolerieren. Steigt die Körperkerntemperatur an bzw. kommt es zur Überschreitung der oberen Grenze des sogenannten thermischen Komforts oder zur Störung des menschlichen Wärmehaushaltes, wird der Organismus zunehmend durch Hitzestress belastet. Selbst bei gesunden Personen kann es bereits bei körperlicher Ruhe zu erheblichen Zunahmen der Pumpleistung des Herzens und damit zum Abbau physiologischer Funktionsreserven und eingeschränkter geistiger kognitiver Arbeit kommen (BMU 2011). Der Körper reagiert mit Unwohlsein, verminderter physischer Leistungsbereitschaft und Konzentrationsschwäche. Symptome von Hitzestress sind ein Beeinträchtigungs- und Belastungsgefühl. Bei bereits Erkrankten kann es zur Notwendigkeit vermehrter Medikamenteneinnahme kommen. Eine anhaltende Exposition gegenüber hohen Temperaturen kann zu hitzebedingten Notfallsituationen (z.B. Hitzekrämpfe, Hitzschlag), Erkrankungen bis hin zu Todesfällen führen. Bei hitzebedingten Erkrankungen sind hauptsächlich das Herz-, Gefäß- und Atmungssystem betroffen, welches aufgrund zusätzlicher Einwirkungen von Luftschadstoffen und Pollen beansprucht ist (BMU 2011, Michelozzi et al. 2009, Schneider et al. 2011). Hohe Temperaturen und eine geringe Luftfeuchte können zudem die Schleimhäute austrocknen, was im Sommer als auch im Innenraum im Winter relevant ist. Auf trockenen Schleimhäuten können sich leicht Erreger festsetzen, welche Atmungssystemerkrankungen hervorrufen oder bestehende Symptome verschlechtern. Gefährdete Personen und Risikofaktoren gegenüber Wärmebelastung Der Wasserverlust über die Haut bei der Schweißverdunstung steigt bei erhöhter Umgebungstemperatur erheblich an und wird bei körperlicher Arbeit oder bestehender Erkrankung, die ihrerseits Wasser verbraucht (z.B. Diabetes mellitus, Durchfall), weiter verstärkt. Für ältere und kranke Menschen, Säuglinge und Kleinkinder ist ein hoher Wasserverlust besonders problematisch, da ihr Thermoregulationssystem eingeschränkt arbeitet, die Durstwahrnehmung vermindert und die hormonelle Regulation des Wasser- und Elektrolythaushaltes verändert sind. Wenn der Wasser- und Elektrolythaushalt nicht entsprechend ausgeglichen wird, kommt es in Folge des Wasserverlustes zum Volumenmangel im Kreislaufsystem mit Beeinträchtigung der Kreislauffunktion und Nierentätigkeit, der bis zum Zusammenbruch des Organismus führen kann. Junge Erwachsene können kurzfristig durch alleiniges Trinken selbst schweren Wasserverlust ausgleichen. Ältere Menschen benötigen häufig mehrere Tage dafür (Wichert, von 2004). Zu den hitzegefährdeten Menschen gehören des Weiteren Personen mit bereits bestehenden schweren gesundheitlichen Beeinträchtigungen durch z.B. Herz-Kreislauf- und Atmungssystemerkrankungen, Bettlägerigkeit, neurologische oder psychiatrische Erkrankungen. Sie können sich unter Umständen nicht selbstständig versorgen und nehmen zumeist Medikamente ein, die sich auf den Elektrolyt- und Wärmehaushalt auswirken, wie z.B. Diuretika (wasserausschwemmend), Neuroleptika (antipsychotisch), Betablocker (blutdrucksenkend) und Barbiturate (schlaffördernd). Neben dem Alter und Vorerkrankungen sind als weitere Risikofaktoren für hitzebedingte Erkrankungen Alkohol- und Drogenmissbrauch, anstrengende körperliche Tätigkeiten während extremer Wetterbedingungen, Akklimatisationsmangel, geringe Fitness, Übergewicht, körperliche Ermüdung, physische und soziale Isolation, niedriger sozioökonomischer Status, Wohnen in Ballungsräumen sowie fehlende oder unzureichende Klimatisierung zu nennen (Eis et al. 2010, Koppe et al. 2004). Akklimatisation Die Akklimatisation ist ein wesentlicher Aspekt bei den Auswirkungen von Wärmebelastung. Unter Akklimatisation ist die physiologische Anpassung des menschlichen Organismus an veränderte klimatische Bedingungen zu verstehen. Durch Effizienzsteigerung im Thermoregulationssystem und hormonelle Veränderungen wird die auf den Körper wirkende thermische Belastung reduziert. Eine Kurzzeit-Hitzeakklimatisation stellt sich für gewöhnlich nach 3 – 12 Tagen ein, wobei eine Langzeit-Hitzeakklimatisation mehrere Jahre dauern kann. Die Kurzzeit-Hitzeakklimatisation führt u.a. zu einer vermehrten Schweißproduktion schon bei geringerer Körpertemperatur und einer verringerten Salzkonzentration im Schweiß und Urin. Diese Form der Akklimatisation stellt sich jedoch nur ein, wenn die Hitzeexposition täglich über mehrere Stunden erfolgt, und sie bildet sich innerhalb mehrerer Wochen nach der Hitzeexposition wieder zurück (Koppe et al. 2004). Geschwindigkeit und Stärke der Akklimatisation hängen von unterschiedlichen individuellen Faktoren wie dem Alter, dem Geschlecht, der genetischen Prädisposition, dem Gesundheitszustand, der körperlichen Leistungsfähigkeit und der Fitness ab. Ebenso sind äußere Faktoren, wie z.B. die Nutzung von Klimaanlagen, sowie nationale, geographische und jahreszeitliche Unterschiede für die Akklimatisation und individuelle Hitzetoleranz entscheidend (Koppe 2005). Aufgrund der Relevanz der physiologischen Anpassung bei der Bewertung der thermischen Umwelt wurde die Methode HeRATE (Health Related Assessment of the Thermal Environment) eingeführt (Koppe 2005). Diese Methode wird für die Berechnung der Schwellenwerte des thermischen Indexes „gefühlte Temperatur“ für Hitzewarnungen des Deutschen Wetterdienstes mit berücksichtigt. Deshalb liegen die Schwellenwerte der gefühlten Temperatur für Hitzewarnungen bei frühsommerlichen Hitzewellen und in höheren Breiten etwas niedriger, im Hochsommer und in niederen Breiten etwas höher. Wie können Auswirkungen des städtischen Klimas auf die Gesundheit untersucht werden? Zusammenhänge zwischen dem städtischen Klima und der menschlichen Gesundheit können einerseits anhand der Auswirkungen von Wärme- und Luftschadstoffbelastungen auf die Mortalität (Sterblichkeit), Morbidität (Krankheitshäufigkeit) oder z.B. auf individuelle körperliche und psychische Parameter untersucht werden. Diese Gesundheitsindikatoren stammen häufig von Daten der Sterbefallstatistiken, Krankenhausdiagnosestatistiken (z.B. Patientenaufnahmen in Krankenhäusern), von gesetzlichen Krankenkassen (z.B. Abrechnungsdaten) oder Rettungsdiensteinsätzen. Zur Erfassung der Wärme- und Luftbelastung werden Daten über stationäre Messnetze, mobile Messungen oder auf Basis räumlicher Interpolationen bezogen. Bei den Untersuchungen von Zusammenhängen zwischen Umweltexpositionen und gesundheitlichen Auswirkungen wird in Kurzzeit- und Langzeiteffekte unterschieden. Kurzfristige Wirkungen treten in unmittelbarer zeitlicher Nähe zur Exposition auf (d.h. innerhalb weniger Tage). Langfristig können aber auch chronische Erkrankungen resultieren (Breitner et al. 2013). Andererseits kann das Risiko für gesundheitliche Folgen von Wärme- und Luftschadstoffbelastungen auch von Stadt-, Bevölkerungs- und Sozialstrukturen abgeleitet werden. Unter Berücksichtigung von weiteren Gesundheits- und meteorologischen Indikatoren stellen im Ergebnis dieses Ansatzes Vulnerabilitäts-, Umweltrisiko- oder Hitzestresskarten das potentielle Risiko für Hitzestress oder weitere Umweltbelastungen räumlich dar (vgl. Kapitel „besondere Vulnerabilität aufgrund der demographischen Zusammensetzung“, Dugord et al. 2014, Kim et al. 2014, SenStadtUm 2015d). Der Zusammenhang zwischen Wärme- oder Hitzebelastung, Luftschadstoffen und gesundheitlichen Auswirkungen wird am häufigsten anhand von epidemiologischen Studien untersucht. Die Epidemiologie ist eine wissenschaftliche Disziplin, die sich mit den Ursachen und Folgen sowie der Verbreitung von gesundheitsbezogenen Zuständen und Ereignissen in Populationen beschäftigt (Mücke et al. 2013). In Zeitreihenstudien werden Daten von Umweltexpositionen und sogenannten Gesundheitsendpunkten (z.B. Erkrankung, Todesfall) auf der Ebene aggregierter Populationen (anstelle von Einzelpersonen) zugrunde gelegt und Änderungen der Stärke von Umwelteinflüssen und bestimmte gesundheitliche Effekte über Regressionsanalysen in verschiedenen zeitlichen Auflösungen (meist Tag oder Monat) untersucht. Dabei können auch mögliche Störeinflüsse, wie z.B. saisonale Einflüsse, zeitliche Trends, Meteorologie und sozioökonomischer Status der untersuchten Population berücksichtigt werden. Da sich gesundheitliche Wirkungen nicht immer unmittelbar nach Veränderungen der Umwelteinflüsse zeigen, wird die beobachtete zeitliche Verzögerung der gesundheitlichen Wirkungen auch als Zeit-Lag oder Lag bezeichnet (Breitner et al. 2013). Zeitreihenstudien ermöglichen den Einbezug großer Fallzahlen und Zeiträume, sowie auch hohe Auflösungen auf räumlicher Ebene, was gerade für innerstädtische Differenzierungen von Umweltwirkungen auf die Stadtbevölkerung relevant ist. Zusammenhänge zwischen Umweltexpositionen und gesundheitlichen Wirkungen lassen sich aber auch auf personen- oder personengruppenbezogener Basis mittels z.B. Fall-Kontroll-Studien, Kohortenstudien oder über Befragungen exponierter Personen zum Gesundheitszustand, der Leistungsfähigkeit oder dem Wohlbefinden erfassen. Diese Studiendesigns halten meist weniger Fallzahlen vor, ermöglichen aber eine bessere Kontrolle von Störfaktoren und lassen Zusammenhänge auf individueller Ebene abbilden. Einen Überblick zu Untersuchungen der Auswirkungen von Wärme- und Luftbelastungen auf die Gesundheit in Berlin mit Angabe der verwendeten Daten, zeitlichen und räumlichen Auflösungen zeigt Tabelle 3. Stadtklima und Gesundheit in Berlin – Ein Überblick zu Forschungsergebnissen Bereits in den 1980er Jahren gingen Turowski und Haase der Frage nach, welche bioklimatischen Wirkfaktoren die tägliche Sterbehäufigkeit beeinflussen und werteten dafür Totenscheine u.a. aus Ost-Berlin für den Zeitraum 1958 – 1967 hinsichtlich des Klima- und Wettereinflusses statistisch aus. Die Untersuchung zeigte, dass eine erhöhte Sterblichkeit im Sommerhalbjahr mit erhöhten Werten von Lufttemperatur, Luftfeuchte und Globalstrahlung einhergingen. Die Sterblichkeit aufgrund von Herz-Kreislaufsystemerkrankungen war bei überdurchschnittlich hohen Lufttemperaturen im Sommer in Ost-Berlin signifikant erhöht (bis zu 10 % Abweichung vom Erwartungswert). Für die Sterblichkeit aufgrund von Atmungssystemerkrankungen betrug die Abweichung vom Erwartungswert bis zu 45 %. Am Beispiel von Erkältungskrankheiten bei Berliner Kindern konnte zudem ein Wärmeinseleffekt festgestellt werden. Erkältungen bei Kindern, die in der Innenstadt lebten, kamen im Sommer bei überdurchschnittlich hohen Lufttemperaturen signifikant häufiger vor, wohingegen sich diese Effekte für die Außenbezirke nicht zeigten (Turowski 1998, Turowski und Haase 1987). Gabriel konnte für den Untersuchungszeitraum 1990-2006 anhand von Daten zur Gesamtmortalität (alle Ursachen) und meteorologischer Parameter in Tagesauflösung darstellen, dass in Berlin und Brandenburg hauptsächlich Ältere (> 50-Jährige) und besonders Frauen eine erhöhte Hitzevulnerabilität aufwiesen. Die Mortalitätsraten waren im Untersuchungszeitraum während Hitzewellen höher (bis zu 67 % im Sommer 1994 im Stadtzentrum Berlins), und ein Zusammenhang zwischen Mortalitätsraten und der Dichte urbaner Strukturen innerhalb Berlins konnte festgestellt werden. Die Mortalitätsraten stiegen mit der Dichte urbaner Strukturen (Gabriel 2009, Gabriel und Endlicher 2011). Burkart et al. stellten für den Untersuchungszeitraum 1998-2010 in einer statistischen Auswertung von Gesamtmortalitäts-, Wetter- und Luftgütedaten in Tagesauflösung dar, dass in Berlin das Mortalitätsrisiko mit zunehmender Wärmebelastung steigt und hohe Ozon- sowie Feinstaub (PM10)-Konzentrationen mit einer erhöhten hitzebedingten Mortalität verbunden sind (Burkart et al. 2013). Da zwischen der Lufttemperatur und Luftschadstoffbelastungen oft ein enger Zusammenhang besteht, wurden in der Studie auch mögliche Interaktionen zwischen der Wärmebelastung (ermittelt über den Universal Thermal Climate Index) und den Ozon- und PM10-Konzentrationen einerseits und deren Einfluss auf die Mortalität andererseits untersucht. Im Ergebnis zeigte sich, dass die Mortalität bei hoher Wärme- und Ozonbelastung stark ansteigt (vgl. Abbildung 23). Diese Interaktionseffekte zeigen sich für PM10 weniger stark ausgeprägt (vgl. Abbildung. 24). Auch Scherer et al. verwendeten Daten zur Gesamtmortalität (alle Ursachen), um unter Anwendung eines hitzeereignisbasierten Risikomodells die mit der Wärmebelastung einhergehende Mortalität in Berlin zu quantifizieren. Das Modell identifiziert Hitzeereignisse auf Basis von Lufttemperaturdaten in Tagesauflösung. Ein Hitzeereignis wird dabei als Folge von mindestens drei aufeinander folgenden Tagen definiert, an denen die Lufttemperatur einen bestimmten Schwellenwert übersteigt. Die Studie weist nach, dass ca. 5 % aller Todesfälle in Berlin in den Jahren von 2001 bis 2010 statistisch mit erhöhten Lufttemperaturen korreliert sind. Die betroffenen Personen sind meist 65 Jahre oder älter, während der Zusammenhang zwischen erhöhten Lufttemperaturen und Mortalität bei jüngeren Personen statistisch nur schwach ausgeprägt ist. Die besten Ergebnisse wurden auf der Basis von Tagesmittelwerten der Lufttemperatur und bei einer Überschreitung des Schwellenwertes von 21 °C erzielt (vgl. Abbildung 25). Auf der Basis räumlich verteilter Daten würde die Risikoanalyse auch räumliche Variationen des Stadtklimas und demographischer Eigenschaften berücksichtigen können (Scherer et al. 2013). Die größten sogenannten Überschussmortalitäten, welche als hitzebezogene zusätzliche Sterblichkeit (zusätzlich zur Basisrate der Gesamtmortalität) verstanden wird und eine statistisch berechnete Größe darstellt, wurden für die Jahre 2006 und 2010 anhand des hitzeereignisbasierten Risikomodells von Scherer et al. (2013) ermittelt (vgl. Tab. 4). Eine erhöhte Mortalität in den besonders heißen Sommern 2006 und 2010 in Berlin weisen auch die Untersuchungen von Gabriel und Endlicher (2011), Scherber (2014) und Schuster et al. (2014) nach. Fenner et al. untersuchten für den Zeitraum 2001 – 2010 in Berlin, inwieweit sich die klimatischen Bedingungen innerhalb dichter Bebauung von Bedingungen auf Freiflächen und außerhalb des bebauten Stadtgebietes unterscheiden und welchen Effekt diese Bedingungen auf das Mortalitätsrisiko haben. Das Mortalitätsrisiko (Gesamtmortalität) wurde mit dem hitzeereignisbasierten Risikomodell von Scherer et al. (2013) ermittelt, und zur Identifizierung von Hitze wurden die klimatologischen Kenntage „Heißer Tag (Hitzetag)“ (Tagesmaximumtemperatur ≥ 30 °C) und „Tropennacht“ (Tagesminimumtemperatur ≥ 20 °C) berechnet. Während die Anzahl heißer Tage ähnlich an den vier unterschiedlichen Messstationen ist, treten Tropennächte innerhalb der dichten Bebauungsstruktur wesentlich häufiger auf als auf Freiflächen (vgl. Abbildung 26). Die gestrichelten farbigen Linien zeigen den arithmetischen Mittelwert der Jahre 2001–2010 der jeweiligen Station. Die schwarze Schraffur zeigt die Anzahl der Tage, an denen heiße Tage in Kombination mit Tropennächten aufgetreten sind. Stationen: DAHF – Dahlemer Feld, DESS – Dessauer Straße, TGL – Berlin-Tegel, THF – Berlin-Tempelhof. An der Station DAHF gab es im August 2004 Messausfälle. Die Stationen DAHF und DESS sind Teil des Stadtklima-Messnetzes des Fachgebiets Klimatologie, Institut für Ökologie, Technische Universität Berlin. Die Stationen TGL und THF werden vom Deutschen Wetterdienst betrieben Es wird an allen vier Stationen deutlich, dass die Mehrzahl der Tropennächte in Kombination mit heißen Tagen auftritt (Schraffur in Abb. 26). Dies sind die aus bioklimatischer Sicht äußerst problematischen Situationen, an denen die Menschen nicht nur während des Tages starker Hitze im Freien ausgesetzt sind, sondern der Körper auch in den Nachtstunden durch hohe Lufttemperatur belastet sein kann. Die hitzebezogenen zusätzlichen Sterbefälle zeigen für die Messstation Dessauer Straße (dichte Bebauung) und Tempelhof (Freifläche), dass ca. 4-5 % der Sterbefälle im Untersuchungszeitraum statistisch mit Hitzeereignissen in Verbindung gebracht werden können (Fenner et al. 2015). Sterbefälle sind die gravierendste Folge von Umweltwirkungen. So ist anzunehmen, dass bei extremen Umweltbedingungen auch sonst Gesunde in Leistungsfähigkeit und Wohlbefinden beeinträchtigt werden und Menschen mit krankheitsbedingter mangelhafter Anpassungskapazität schon bei geringeren äußeren Störungen mit einer Zustandsverschlechterung reagieren (Laschewski, 2008). Um angemessene Präventionsmaßnahmen zu etablieren und hitzebedingte Sterbefälle zu vermeiden, sind Untersuchungen zu Auswirkungen von Wärmebelastung bereits auf der Ebene von Gesundheitsindikatoren, wie z.B. Erkrankungs- oder Behandlungsfälle oder physiologische Parameter (z.B. körperliche Aktivität, Lungenfunktion) wichtig. In klinischen Studien an der Charité Berlin (Arbeitsbereich Pneumologische Onkologie) wurde in den Sommern 2011 und 2012 in Berlin untersucht, inwieweit sich Wärmebelastung auf Patienten mit chronisch obstruktiver Lungenerkrankung (COPD) oder mit pulmonal-arterieller Hypertonie (PAH) auswirkt (Jehn et al. 2013, 2014). Dazu wurden Lungenfunktion, der klinische Status und die körperliche Aktivität der Patienten ermittelt und in Abhängigkeit von der Lufttemperatur bzw. der Wärmebelastung ausgewertet. Die Ergebnisse zeigen, dass Wärmebelastung die Symptome der Patienten verschlechtert, andererseits aber Möglichkeiten bestehen, frühzeitig auf die Verschlechterungen zu reagieren, z.B. durch eine telemedizinische Versorgung der Patienten (Jehn et al. 2013). Eine epidemiologische Studie in Berlin für den Zeitraum 1994-2010 über die Zusammenhänge zwischen Wärme- und Luftbelastungen und Patientenaufnahmen sowie Sterbefällen im Krankenhaus zeigte, dass das relative Risiko für die Mortalität (Sterbefälle) als auch Morbidität (Patientenaufnahmen) ab einer starken Wärmebelastung (UTCImax = 32 °C) zunimmt und vor allem ältere Menschen und chronisch Kranke unter Hitzestress leiden (Scherber 2014). Der Risikoanstieg ist für die Mortalität stärker ausgeprägt als für die Morbidität. Allerdings muss dabei berücksichtigt werden, dass die Fallzahlen für Patientenaufnahmen um ein vielfaches größer sind als die Sterbefälle. Die Atmungssystemerkrankungen zeigten neben den Herz-Kreislaufsystemerkrankungen und der Gesamtheit aller Erkrankungen die stärksten Wärmebelastungseffekte an. Wärmebelastung wirkt sich auf das Herz-Kreislaufsystem als auch auf das Atmungssystem aus. Das Atmungssystem wird zudem durch zusätzliche Luftschadstoffeffekte und Begleiterkrankungen beansprucht (Michelozzi et al. 2009; Schneider et al. 2011). In der Untersuchung der Luftschadstoffbelastungseffekte wies Feinstaub (PM10) die stärksten Assoziationen auf, vor allem für Patientenaufnahmen und Sterbefälle im Krankenhaus mit der Diagnose Atmungssystemerkrankungen (Scherber 2014). Im Hinblick auf eine klimawandelbedingte Zunahme der Wärmebelastung in Berlin (SenStadtUm 2015a), stellt sich die Frage, wie sich Wärmebelastungseffekte in naher Zukunft auf Patientenaufnahmen und Sterbefälle auswirken könnten. Unter Annahme mittlerer Bevölkerungsprognosen (SenStadtUm/AfS 2012) und Lufttemperatur-Szenarien für das Tagesmaximum (STAR2-Projektionen, 2 K-Szenario, Realisierung 50) bis 2030 konnte für Berlin eine Zunahme der Patientenaufnahmen und Sterbefälle im Krankenhaus für die Sommermonate ermittelt werden (Scherber 2014). Die Zunahme ist für ≥ 65-Jährige und Herz-Kreislauf-Systemerkrankungen am stärksten ausgeprägt (vgl. Tab. 5). Da Großstädte wie Berlin ein innerstädtisches Mosaik hinsichtlich der Stadt-, Bevölkerungs- und Sozialstrukturen aufweisen, können gesundheitliche Auswirkungen der Wärmebelastung ebenso räumlich unterschiedlich ausgeprägt sein. Räumlich epidemiologische Analysen sind daher ein wichtiger Ansatz, um Stadtgebiete mit erhöhten gesundheitlichen Risiken gegenüber Wärmebelastung zu identifizieren, gerade im Hinblick auf die Entwicklung von spezifischen Interventions- und Präventionsstrategien im Gesundheitswesen und auch langfristig für die Berücksichtigung in der Stadtplanung. Daher wurden für Berlin Sterbefälle und Patientenaufnahmen in Assoziation mit Wärmebelastung auch räumlich differenziert untersucht (Gabriel und Endlicher 2011, Scherber et al. 2014, Schuster et al. 2014). Schuster et al. betrachteten die Gesamtmortalität (alle Ursachen) für eine räumliche Analyse hitzebedingter Überschussmortalität auf Ebene der Planungsräume (SenStadt 2009) im Untersuchungszeitraum 2006-2010 für Berlin. Die hitzebedingte Überschussmortalität wurde anhand des Verhältnisses der Gesamtsterblichkeit in den heißen Julimonaten 2006 und 2010 zur Gesamtsterblichkeit in den eher kühlen Julimonaten von 2007-2009 berechnet, welche im Untersuchungszeitraum die niedrigsten Monatsmittel des täglichen Lufttemperaturmaximums aufwiesen (vgl. Abb. 27). Die Überschussmortalität wurde altersstandardisiert berechnet, um Einflüsse unterschiedlicher Altersausprägungen der Bevölkerung in einzelnen Planungsräumen (PLR) auszuschließen. Im Ergebnis zeigt sich eine innerstädtische Variabilität der hitzebedingten Überschussmortalität, ausgedrückt durch das relative Risiko (RR) (vgl. Abbildung 28). Planungsräume mit erhöhtem und bzw. geringerem relativen Risiko waren relativ gleichverteilt über das Stadtgebiet. Ein erhöhtes relatives Risiko (RR > 1) wurde für mehr als zwei Drittel der Planungsräume festgestellt, in welchen insgesamt 2,26 Mio. von 3,35 Mio. Einwohnern (Stand 31.12.2007) wohnen. Ein allgemeiner Mortalitätsgradient vom Zentrum zum Stadtrand, entsprechend dem städtischen Wärmeinseleffekt, war nicht zu beobachten. Planungsräume mit hohem relativem Risiko fanden sich sowohl innerhalb als auch außerhalb des Innenstadtrings. Planungsräume mit den höchsten relativen Risiken (RR > 4) wurden im Bezirk Neukölln (PLR Rollberg) aber auch in Stadtrandlagen (PLR Döberitzer Weg, PLR Bucher Forst, PLR Schlangenbader Str.) identifiziert (Schuster et al. 2014). Räumliche Ausprägungen von hitzebezogenen Mortalitätsrisiken unter Einbezug aller Diagnosen und Altersgruppen weisen demnach für Berlin keine eindeutigen Zusammenhänge zwischen verdichteten Stadtgebieten und erhöhten gesundheitlichen Risiken auf. Anders stellt es sich für differenzierte Betrachtungen nach hitzevulnerablen Personengruppen dar. Auf Basis von Postleitzahlgebieten wurden relative Risiken für Patientenaufnahmen und Sterbefälle im Krankenhaus während der Sommermonate im Zeitraum 2000 – 2009 mit räumlich aufgelösten Daten zur Wärmebelastung (SenStadtUm 2010b) korreliert (Scherber 2014). Dabei konnte ein signifikanter schwach positiver Zusammenhang zwischen der mittleren Wärmebelastung und den relativen Risiken für Patientenaufnahmen mit Atmungssystemerkrankungen bei ≥ 65-Jährigen auf Postleitzahlebene (Patientenwohnorte) identifiziert werden (Scherber et al. 2014). Die unterschiedlichen Bevölkerungsanteile der ≥ 65-Jährigen in den Postleitzahlgebieten wurden dabei berücksichtigt. Da Atmungssystemerkrankungen und ein Alter über 65 Jahre zu den Risikofaktoren gegenüber Wärmebelastung zählen, sind diese Gruppen besonders relevant. Bei der Suche nach räumlichen Häufungen (Clustern) erhöhter relativer Risiken (als Risikorate) für Patientenaufnahmen mit Atmungssystemerkrankungen bei ≥ 65-Jährigen konnten fünf signifikante Cluster identifiziert werden (vgl. Abb. 29). Folgende Patientenwohnorte weisen innerhalb dieser Cluster die höchsten relativen Risiken (RR > 1,5) auf: die Ortsteile Gesundbrunnen, Mitte, Moabit, Tiergarten und Wedding im Bezirk Mitte und der Ortsteil Neukölln im Bezirk Neukölln. Diese Stadtgebiete weisen zugleich hohe Bebauungsdichten und starke Wärmebelastungen im Sommer bei gleichzeitig gesundheitlich nachteiligen sozioökonomischen Bedingungen auf (SenGUV 2011, SenStadtUm 2015d).

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