Mittwoch, März 09 2011 15: 40

Überwachung der Luftqualität

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Überwachung der Luftqualität bedeutet die systematische Messung von Luftschadstoffen, um die Belastung gefährdeter Rezeptoren (z. B. Menschen, Tiere, Pflanzen und Kunstwerke) auf der Grundlage von Normen und Richtlinien, die aus beobachteten Wirkungen abgeleitet werden, beurteilen zu können, und/oder um die Quelle der Luftverschmutzung festzustellen (Ursachenanalyse).

Schadstoffkonzentrationen in der Luft werden durch die räumliche oder zeitliche Varianz der Schadstoffemissionen und die Dynamik ihrer Ausbreitung in der Luft beeinflusst. Als Folge treten starke Tages- und Jahreskonzentrationsschwankungen auf. Es ist praktisch unmöglich, all diese unterschiedlichen Schwankungen der Luftqualität (in statistischer Sprache die Grundgesamtheit der Luftqualitätszustände) einheitlich zu bestimmen. So haben Immissionsmessungen immer den Charakter von räumlichen oder zeitlichen Stichproben.

Messplanung

Der erste Schritt in der Messplanung besteht darin, den Zweck der Messung möglichst genau zu formulieren. Wichtige Fragestellungen und Einsatzgebiete der Luftqualitätsüberwachung sind:

Flächenmessung:

  • repräsentative Ermittlung der Exposition in einem Bereich (allgemeine Luftüberwachung)
  • repräsentative Messung der Altlasten im Bereich einer geplanten Anlage (Genehmigung, TA Luft)
  • Smogwarnung (Wintersmog, hohe Ozonkonzentrationen)
  • Messungen an Brennpunkten der Luftverschmutzung zur Abschätzung der maximalen Exposition von Rezeptoren (EU-NO2 Richtlinie, Messungen in Straßenschluchten, gemäß Bundes-Immissionsschutzgesetz)
  • Überprüfung der Ergebnisse von Schadstoffminderungsmaßnahmen und Trends im Laufe der Zeit
  • Screening-Messungen
  • wissenschaftliche Untersuchungen - zum Beispiel Transport von Luftschadstoffen, chemische Umwandlungen, Kalibrierung von Ausbreitungsrechnungen.

 

Anlagenmessung:

  • Messungen als Reaktion auf Reklamationen
  • Ermittlung von Emissionsquellen, Ursachenanalyse
  • Messungen bei Bränden und unbeabsichtigten Freisetzungen
  • Überprüfung des Erfolgs von Reduktionsmaßnahmen
  • Überwachung flüchtiger Fabrikemissionen.

 

Ziel der Messplanung ist es, spezifische Fragestellungen mit adäquaten Mess- und Bewertungsverfahren mit hinreichender Sicherheit und möglichst geringem Aufwand zu beantworten.

Ein Beispiel für die Parameter, die für die Messplanung verwendet werden sollten, ist in Tabelle 1 in Bezug auf eine Bewertung der Luftverschmutzung im Bereich einer geplanten Industrieanlage dargestellt. In Anbetracht der unterschiedlichen Formerfordernisse je nach Rechtsprechung ist zu beachten, dass hier ausdrücklich auf die deutschen Genehmigungsverfahren für Industrieanlagen verwiesen wird.

Tabelle 1. Parameter für die Messplanung bei der Messung von Immissionskonzentrationen (mit Anwendungsbeispiel)

Parameter

Anwendungsbeispiel: Zulassungsverfahren für
Industrieanlagen in Deutschland

Aussage der Frage

Messung der Vorbelastung im Genehmigungsverfahren; repräsentative Stichprobenmessung

Bereich der Messung

Umkreisen Sie den Standort mit einem Radius von 30 mal der tatsächlichen Schornsteinhöhe (vereinfacht)

Bewertungsmaßstäbe (orts- und zeitabhängig): Kennwerte zu sein
aus Messdaten gewonnen

Grenzwerte IW1 (arithmetisches Mittel) und IW2 (98. Perzentil) der TA Luft (Technische Unterweisung Luft); Berechnung von I1 (arithmetisches Mittel) und I2 (98. Perzentil) aus Messungen über 1 km2 (Bewertungsfläche) mit IW1 und IW2 zu vergleichen

Bestellung, Auswahl und Dichte
von Messstellen

Regelmäßiger Scan von 1 km2, was zu einer „zufälligen“ Auswahl von Messstellen führt

Messzeitraum

1 Jahr, mindestens 6 Monate

Messhöhe

1.5 bis 4 Meter über dem Boden

Messfrequenz

52 (104) Messungen pro Beurteilungsgebiet für gasförmige Schadstoffe, je nach Höhe der Belastung

Dauer jeder Messung

1/2 Stunde für gasförmige Schadstoffe, 24 Stunden für schwebenden Staub, 1 Monat für Staubniederschlag

Messzeit

Zufällige Auswahl

Gemessenes Objekt

Luftverschmutzung durch die geplante Anlage

Messverfahren

Nationales Einheitsmessverfahren (VDI-Richtlinien)

Notwendige Sicherheit der Messergebnisse

Hoch

Qualitätsanforderungen, Qualitätskontrolle, Kalibrierung, Wartung

VDI-Richtlinien

Messdatenerfassung, Validierung, Archivierung, Bewertung

Berechnung der Datenmenge I1V und I2V für jeden Bewertungsbereich

Kosten

Abhängig von Messbereich und Zielen

 

Das Beispiel in Tabelle 1 zeigt den Fall eines Messnetzes, das die Luftqualität in einem bestimmten Gebiet möglichst repräsentativ überwachen soll, um sie mit ausgewiesenen Luftqualitätsgrenzwerten zu vergleichen. Die Idee hinter diesem Ansatz ist, dass eine zufällige Auswahl von Messstellen getroffen wird, um in einem Gebiet mit unterschiedlicher Luftqualität (z. B. Wohngebiete, Straßen, Industriegebiete, Parks, Innenstädte, Vororte) gleichermaßen Orte abzudecken. Dieser Ansatz kann in großen Gebieten aufgrund der Anzahl der erforderlichen Messstellen sehr kostspielig sein.

Eine andere Konzeption für ein Messnetz geht daher von repräsentativ ausgewählten Messstellen aus. Wenn an den wichtigsten Orten Messungen unterschiedlicher Luftqualität durchgeführt werden und die Verweildauer der Schutzobjekte in diesen „Mikroumgebungen“ bekannt ist, kann die Exposition ermittelt werden. Dieser Ansatz kann auf andere Mikroumgebungen (z. B. Innenräume, Autos) ausgedehnt werden, um die Gesamtexposition abzuschätzen. Diffusionsmodellierung oder Screening-Messungen können bei der Auswahl der richtigen Messstellen helfen.

Ein dritter Ansatz besteht darin, an den Stellen der mutmaßlich höchsten Exposition zu messen (z. B. für NO2 und Benzol in Straßenschluchten). Werden an diesem Standort Bewertungsmaßstäbe erfüllt, ist dies mit hinreichender Wahrscheinlichkeit auch für alle anderen Standorte der Fall. Dieser Ansatz erfordert durch die Fokussierung auf kritische Punkte relativ wenige Messstellen, die jedoch mit besonderer Sorgfalt ausgewählt werden müssen. Bei dieser speziellen Methode besteht die Gefahr, dass das reale Risiko überschätzt wird.

Die Parameter Messzeitraum, Bewertung der Messdaten und Messhäufigkeit sind im Wesentlichen in der Definition der Bewertungsmaßstäbe (Grenzwerte) und der angestrebten Ergebnissicherheit gegeben. Grenzwerte und die bei der Messplanung zu berücksichtigenden Randbedingungen hängen zusammen. Durch den Einsatz kontinuierlicher Messverfahren kann eine zeitlich nahezu lückenlose Auflösung erreicht werden. Dies ist aber nur bei der Überwachung von Spitzenwerten und/oder bei Smogwarnungen erforderlich; B. zur Überwachung von Jahresmittelwerten, sind diskontinuierliche Messungen ausreichend.

Der folgende Abschnitt widmet sich der Beschreibung der Leistungsfähigkeit von Messverfahren und der Qualitätskontrolle als weiterer für die Messplanung wichtiger Parameter.

Qualitätssicherung

Die Durchführung von Messungen von Schadstoffkonzentrationen in der Luft kann kostspielig sein, und die Ergebnisse können wichtige Entscheidungen mit schwerwiegenden wirtschaftlichen oder ökologischen Auswirkungen beeinflussen. Daher sind Qualitätssicherungsmaßnahmen ein integraler Bestandteil des Messprozesses. Hier sind zwei Bereiche zu unterscheiden.

Verfahrensorientierte Maßnahmen

Jedes vollständige Messverfahren besteht aus mehreren Schritten: Probenahme, Probenvorbereitung und Reinigung; Trennung, Nachweis (letzter analytischer Schritt); und Datenerhebung und -auswertung. In manchen Fällen, insbesondere bei der kontinuierlichen Messung von anorganischen Gasen, können Verfahrensschritte weggelassen werden (z. B. Trennung). Bei der Durchführung von Messungen ist eine umfassende Einhaltung von Verfahren anzustreben. Es sollten standardisierte und damit umfassend dokumentierte Vorgehensweisen in Form von DIN/ISO-Normen, CEN-Normen oder VDI-Richtlinien eingehalten werden.

Nutzerorientierte Maßnahmen

Die Verwendung standardisierter und bewährter Geräte und Verfahren zur Messung der Schadstoffkonzentration in der Luft allein kann keine akzeptable Qualität gewährleisten, wenn der Benutzer keine angemessenen Methoden zur Qualitätskontrolle anwendet. Wichtig für Anwender sind die Normenreihen DIN/EN/ISO 9000 (Qualitätsmanagement- und Qualitätssicherungsnormen), EN 45000 (definiert die Anforderungen an Prüflaboratorien) und ISO Guide 25 (Allgemeine Anforderungen an die Kompetenz von Kalibrier- und Prüflaboratorien). orientierte Maßnahmen zur Qualitätssicherung.

Zu den wichtigen Aspekten der Maßnahmen zur Benutzerqualitätskontrolle gehören:

  • Akzeptanz und Einübung der Inhalte der Maßnahmen im Sinne der Guten Laborpraxis (GLP)
  • ordnungsgemäße Wartung von Messeinrichtungen, qualifizierte Maßnahmen zur Störungsbeseitigung und Sicherstellung der Instandsetzung
  • Durchführung von Kalibrierungen und regelmäßige Überprüfung auf einwandfreie Funktion
  • Durchführung von Ringversuchen.

 

Messverfahren

Messverfahren für anorganische Gase

Für das breite Spektrum anorganischer Gase existiert eine Fülle von Messverfahren. Wir werden zwischen manuellen und automatischen Verfahren unterscheiden.

Manuelle Verfahren

Bei manuellen Messverfahren für anorganische Gase wird der Messstoff normalerweise während der Probenahme in einer Lösung oder einem Feststoff adsorbiert. In den meisten Fällen erfolgt nach entsprechender Farbreaktion eine photometrische Bestimmung. Als Referenzverfahren kommt einigen manuellen Messverfahren eine besondere Bedeutung zu. Aufgrund des relativ hohen Personalaufwands werden diese manuellen Verfahren heute nur noch selten für Feldmessungen durchgeführt, wenn alternative automatische Verfahren zur Verfügung stehen. Die wichtigsten Verfahren sind in Tabelle 2 kurz skizziert.

Tabelle 2. Manuelle Messverfahren für anorganische Gase

Material

Verfahren

ausführung

Ihre Nachricht

SO2

TCM-Verfahren

Aufnahme in Tetrachloromercurat-Lösung (Waschflasche); Reaktion mit Formaldehyd und Pararosanilin zu rotvioletter Sulfonsäure; photometrische Bestimmung

EU-Referenzmessverfahren;
DL = 0.2 ug SO2;
s = 0.03 mg/m3 bei 0.5 mg/m3

SO2

Kieselgel-Verfahren

Entfernung von Störstoffen durch konzentriertes H3PO4; Adsorption an Kieselgel; thermische Desorption in H2-Stream und Reduktion auf H2S; Reaktion auf Molybdänblau; photometrische Bestimmung

DL = 0.3 ug SO2;
s = 0.03 mg/m3 bei 0.5 mg/m3

NEIN2

Saltzman-Verfahren

Aufnahme in Reaktionslösung unter Bildung eines roten Azofarbstoffes (Waschflasche); photometrische Bestimmung

Kalibrierung mit Natriumnitrit;
DL = 3 µg/m3

O3

Kaliumiodid
Verfahren

Iodbildung aus wässriger Kaliumiodidlösung (Spritzflasche); photometrische Bestimmung

DL = 20 µg/m3;
rel. s = ± 3.5 % bei 390 µg/m3

F-

Silberperlenverfahren;
Variante 1

Probenahme mit Staubvorabscheider; Bereicherung von F- auf mit Natriumcarbonat beschichteten Silberperlen; Elution und Messung mit ionensensitiver Lanthanfluorid-Elektrodenkette

Einbeziehung eines unbestimmten Anteils an partikulären Fluoridimmissionen

F-

Silberperlenverfahren;
Variante 2

Probenahme mit beheiztem Membranfilter; Bereicherung von F- auf mit Natriumcarbonat beschichteten Silberperlen; Bestimmung durch elektrochemisches (Variante 1) oder photometrisches (Alizarin-Komplexon) Verfahren

Gefahr von Minderbefunden durch partielle Sorption von gasförmigen Fluoridimmissionen am Membranfilter;
DL = 0.5 µg/m3

Cl-

Quecksilberrhodanid
Verfahren

Aufnahme in 0.1 N Natronlauge (Spritzflasche); Reaktion mit Quecksilberrhodanid und Fe(III)-Ionen zum Eisen-Thiocyanato-Komplex; photometrische Bestimmung

DL = 9 µg/m3

Cl2

Methyl-Orange-Verfahren

Bleichreaktion mit Methylorangenlösung (Waschflasche); photometrische Bestimmung

DL = 0.015 mg/m3

NH3

Indophenol-Verfahren

Absorption in verdünntem H2SO4 (Impinger/Waschflasche); Umwandlung mit Phenol und Hypochlorit zum Indophenol-Farbstoff; photometrische Bestimmung

DL = 3 µg/m3 (Impinger); teilweise
Einbeziehung von Verbindungen und Aminen

NH3

Nessler-Verfahren

Absorption in verdünntem H2SO4 (Impinger/Waschflasche); Destillation und Reaktion mit Nessler-Reagenz, photometrische Bestimmung

DL = 2.5 µg/m3 (Impinger); teilweise
Einbeziehung von Verbindungen und Aminen

H2S

Molybdänblau
Verfahren

Absorption als Silbersulfid an mit Silbersulfat und Kaliumhydrogensulfat behandelten Glasperlen (Sorptionsröhrchen); Freisetzung als Schwefelwasserstoff und Umwandlung in Molybdänblau; photometrische Bestimmung

DL = 0.4 µg/m3

H2S

Methylenblau-Verfahren

Aufnahme in Cadmiumhydroxid-Suspension unter Bildung von CdS; Umwandlung in Methylenblau; photometrische Bestimmung

DL = 0.3 µg/m3

DL = Nachweisgrenze; s = Standardabweichung; rel. s = relativ s.

Eine spezielle Probenahmevariante, die vor allem im Zusammenhang mit manuellen Messverfahren eingesetzt wird, ist das Diffusionstrennrohr (Denuder). Die Denuder-Technik zielt darauf ab, die Gas- und Partikelphasen durch Nutzung ihrer unterschiedlichen Diffusionsgeschwindigkeiten zu trennen. Daher wird es häufig bei schwierigen Trennproblemen eingesetzt (z. B. Ammoniak und Ammoniumverbindungen; Stickoxide, Salpetersäure und Nitrate; Schwefeloxide, Schwefelsäure und Sulfate oder Halogenwasserstoffe/Halogenide). Bei der klassischen Denuder-Technik wird die Prüfluft je nach zu sammelndem Material durch ein speziell beschichtetes Glasrohr gesaugt. Die Denuder-Technik wurde in vielen Variationen weiterentwickelt und teilweise auch automatisiert. Sie hat die Möglichkeiten der differenzierten Probenahme stark erweitert, kann aber je nach Variante sehr aufwendig sein und die richtige Anwendung erfordert viel Erfahrung.

Automatisierte Verfahren

Für Schwefeldioxid, Stickoxide, Kohlenmonoxid und Ozon gibt es zahlreiche verschiedene kontinuierlich messende Monitore auf dem Markt. Sie werden überwiegend insbesondere in Messnetzen eingesetzt. Die wichtigsten Merkmale der einzelnen Verfahren sind in Tabelle 3 zusammengestellt.

Table 3. Automatisierte Messverfahren für anorganische Gase

Material

Messprinzip

Ihre Nachricht

SO2

Konduktometrische Reaktion von SO2 mit H.2O2 in verdünntem H2SO4; Messung der erhöhten Leitfähigkeit

Ausschluss von Interferenzen mit selektivem Filter (KHSO4/AgNO3)

SO2

UV-Fluoreszenz; Erregung von SO2 Moleküle mit UV-Strahlung (190–230 nm); Messung von Fluoreszenzstrahlung

Störungen, z. B. durch Kohlenwasserstoffe,
müssen mit geeigneten Filtersystemen beseitigt werden

NEIN/NEIN2

Chemilumineszenz; Reaktion von NO mit O3 zu NEIN2; Nachweis von Chemilumineszenzstrahlung mit Photomultiplier

NEIN2 nur indirekt messbar; Einsatz von Konvertern zur Reduktion von NO2 auf NEIN; Messung von NO und NOx
(=NEIN+NEIN2) in getrennten Kanälen

CO

Nichtdispersive Infrarotabsorption;
Messung der IR-Absorption mit
spezifischer Detektor gegen Referenzzelle

Referenz: (a) Zelle mit N2; (b) Umgebungsluft nach Entfernung von CO; (c) optische Entfernung der CO-Absorption (Gasfilterkorrelation)

O3

UV-Absorption; Hg-Niederdrucklampe als Strahlungsquelle (253.7 nm); Erfassung der UV-Absorption nach dem Lambert-Beerschen Gesetz; Detektor: Vakuumfotodiode, lichtempfindliches Ventil

Referenz: Umgebungsluft nach Entfernung von Ozon (z. B. Cu/MnO2)

O3

Chemilumineszenz; Reaktion von O3 mit Ethen zu Formaldehyd; Nachweis von Chemilumineszenzstrahlung mit
Fotovervielfacher

Gute Selektivität; Ethylen als Reaktionsgas notwendig

 

An dieser Stelle sei betont, dass alle automatischen Messverfahren, die auf chemisch-physikalischen Prinzipien beruhen, mit (manuellen) Referenzverfahren kalibriert werden müssen. Da automatische Einrichtungen in Messnetzen oft längere Zeit (z. B. mehrere Wochen) ohne direkte menschliche Überwachung laufen, ist es unabdingbar, dass ihre korrekte Funktion regelmäßig und automatisch überprüft wird. Dies geschieht in der Regel mit Null- und Prüfgasen, die durch mehrere Verfahren (Aufbereitung von Umgebungsluft; Druckgasflaschen; Permeation; Diffusion; statische und dynamische Verdünnung) hergestellt werden können.

Messverfahren für staubbildende Luftschadstoffe und deren Zusammensetzung

Bei den partikulären Luftschadstoffen wird Staubniederschlag und Schwebstaub (SPM) unterschieden. Staubniederschlag besteht aus größeren Partikeln, die aufgrund ihrer Größe und Dicke zu Boden sinken. SPM umfasst die Partikelfraktion, die quasi-stabil und quasi-homogen in der Atmosphäre dispergiert ist und daher für eine gewisse Zeit in der Schwebe bleibt.

Messung von Schwebstaub und metallischen Verbindungen in SPM

Wie bei Messungen von gasförmigen Luftverunreinigungen können auch bei SPM kontinuierliche und diskontinuierliche Messverfahren unterschieden werden. In der Regel wird SPM zunächst auf Glasfaser- oder Membranfiltern abgeschieden. Es folgt eine gravimetrische oder radiometrische Bestimmung. Je nach Probenahme kann zwischen einem Verfahren zur Messung des Gesamt-SPM ohne Fraktionierung nach der Größe der Partikel und einem Fraktionierungsverfahren zur Messung des Feinstaubs unterschieden werden.

Die Vor- und Nachteile fraktionierter Schwebstaubmessungen sind international umstritten. In Deutschland beispielsweise beziehen sich alle Grenzwerte und Bewertungsmaßstäbe auf den Gesamtschwebstaub. Das bedeutet, dass meist nur Gesamt-SPM-Messungen durchgeführt werden. In den USA hingegen ist das sogenannte PM-10-Verfahren (Feinstaub £ 10μm) weit verbreitet. Bei diesem Verfahren werden nur Partikel mit einem aerodynamischen Durchmesser bis 10 μm eingeschlossen (50 Prozent Einschlussanteil), die einatembar sind und in die Lunge gelangen können. Es ist geplant, das PM-10-Verfahren als Referenzverfahren in der Europäischen Union einzuführen. Der Aufwand für fraktionierte SPM-Messungen ist erheblich höher als für die Messung von Gesamtschwebstaub, da die Messgeräte mit speziellen, aufwendig konstruierten und wartungsintensiven Probenahmeköpfen ausgestattet werden müssen. Tabelle 4 enthält Details zu den wichtigsten SPM-Messverfahren.

Tabelle 4. Messverfahren für Schwebstaub (SPM)

Verfahren

Messprinzip

Ihre Nachricht

Kleines Filtergerät

Unfraktionierte Probenahme; Luftdurchsatz 2.7–2.8 m3/h; Filterdurchmesser 50 mm; gravimetrische Analyse

Einfache Handhabung; Kontrolluhr;
Gerät mit PM-10 betreibbar
Vorabscheider

LIB-Gerät

Unfraktionierte Probenahme; Luftdurchsatz 15-16 m3/h; Filterdurchmesser 120 mm; gravimetrische Analyse

Abscheidung von grobem Staub
Mengen; vorteilhaft für
Analyse von Staubbestandteilen;
Kontrolluhr

High-Volume-Sampler

Einschluss von Partikeln bis ca. 30 um Durchmesser; Luftdurchsatz ca. 100m3/h; Filterdurchmesser 257 mm; gravimetrische Analyse

Abscheidung von grobem Staub
Mengen, vorteilhaft z
Analyse von Staubbestandteilen;
relativ hoher Geräuschpegel

FH 62I

Kontinuierliches, radiometrisches Staubmessgerät; nicht fraktionierende Probenahme; Luftdurchsatz 1 oder 3 m3/h; Registrierung der auf einem Filterband abgeschiedenen Staubmasse durch Messung der Schwächung der β-Strahlung (Krypton 85) beim Durchgang durch freiliegende Filter (Ionisationskammer)

Gravimetrische Kalibrierung durch Bestäuben einzelner Filter; Gerät auch mit PM-10 Vorabscheider betreibbar

BETA Staubmessgerät F 703

Kontinuierliches, radiometrisches Staubmessgerät; unfraktionierte Probenahme; Luftdurchsatz 3 m3/h; Registrierung der auf einem Filterband abgeschiedenen Staubmasse durch Messung der Schwächung der β-Strahlung (Kohlenstoff 14) beim Durchgang durch freiliegende Filter (Geiger-Müller-Zählrohr)

Gravimetrische Kalibrierung durch Bestäuben einzelner Filter; Gerät auch mit PM-10 Vorabscheider betreibbar

TEOM 1400

Kontinuierliches Staubmessgerät; unfraktionierte Probenahme; Luftdurchsatz 1m3/h; Staub gesammelt auf einem Filter, der Teil eines selbstresonierenden, vibrierenden Systems ist, im Seitenstrom (3 l/min); Registrierung der Frequenzabsenkung durch erhöhte Staubbelastung des Filters

Zusammenhang zwischen Frequenz
Absenkung und Staubmasse sein müssen
durch Kalibrierung ermittelt

 

 

 

In jüngerer Zeit wurden auch automatische Filterwechsler entwickelt, die eine größere Anzahl von Filtern aufnehmen und diese in zeitlichen Abständen nacheinander dem Probenehmer zuführen. Die belichteten Filter werden in einem Magazin aufbewahrt. Die Nachweisgrenzen für Filterverfahren liegen zwischen 5 und 10 µg/m3 Staub, in der Regel.

Abschließend ist noch das Schwarzrauchverfahren für SPM-Messungen zu erwähnen. Aus Großbritannien stammend, wurde es in die EU-Richtlinien für SO aufgenommen2 und schwebender Staub. Bei diesem Verfahren wird die Schwärzung des beschichteten Filters nach der Probenahme mit einem Reflexphotometer gemessen. Die so photometrisch ermittelten Schwarzrauchwerte werden in gravimetrische Einheiten umgerechnet (μg/m3) mit Hilfe einer Kalibrierkurve. Da diese Kalibrierfunktion stark von der Staubzusammensetzung, insbesondere dem Rußgehalt, abhängt, ist die Umrechnung in gravimetrische Einheiten problematisch.

Metallverbindungen werden heute häufig routinemäßig in Schwebestaub-Immissionsproben bestimmt. In der Regel schließt sich an die Sammlung des Schwebstaubes auf Filtern eine chemische Auflösung der abgeschiedenen Stäube an, da die gängigsten analytischen Endschritte eine Überführung der metallischen und nichtmetallischen Verbindungen in eine wässrige Lösung voraussetzen. Die in der Praxis mit Abstand wichtigsten Methoden sind die Atomabsorptionsspektroskopie (AAS) und die Spektroskopie mit Plasmaanregung (ICP-OES). Weitere Verfahren zur Bestimmung metallischer Verbindungen in Schwebestaub sind die Röntgenfluoreszenzanalyse, die Polarographie und die Neutronenaktivierungsanalyse. Obwohl metallische Verbindungen seit mehr als einem Jahrzehnt als Bestandteil von SPM in der Außenluft an bestimmten Messstellen gemessen werden, bleiben wichtige offene Fragen. Die herkömmliche Probenahme durch Abscheidung des Schwebstaubes auf Filtern setzt also voraus, dass die Abscheidung der Schwermetallverbindungen auf dem Filter vollständig ist. In der Literatur wurden jedoch frühere Hinweise gefunden, die dies in Frage stellen. Die Ergebnisse sind sehr heterogen.

Ein weiteres Problem besteht darin, dass bei der Analyse von metallischen Verbindungen in Schwebstäuben mit den herkömmlichen Messverfahren verschiedene Verbindungsformen bzw. Einzelverbindungen der jeweiligen Elemente nicht unterschieden werden können. Während in vielen Fällen ausreichende Gesamtbestimmungen möglich sind, wäre bei bestimmten besonders krebserregenden Metallen (As, Cd, Cr, Ni, Co, Be) eine genauere Differenzierung wünschenswert. Bei der krebserzeugenden Wirkung von Elementen und ihren Einzelverbindungen gibt es oft große Unterschiede (z. B. Chromverbindungen der Oxidationsstufen III und VI – nur die der Stufe VI sind krebserzeugend). In solchen Fällen wäre eine gezielte Messung der einzelnen Verbindungen (Speziesanalyse) wünschenswert. Trotz der Bedeutung dieses Problems gibt es in der Messtechnik bisher nur erste Ansätze zur Artenanalyse.

Messung von Staubniederschlag und metallischen Verbindungen im Staubniederschlag

Zum Sammeln von Staub werden zwei grundsätzlich unterschiedliche Methoden verwendet:

  • Probenahme in Sammelgefäßen
  • Probenahme auf Klebeflächen.

 

Ein beliebtes Verfahren zur Staubfallmessung (abgelagerter Staub) ist das sogenannte Bergerhoff-Verfahren. Bei diesem Verfahren wird der gesamte atmosphärische Niederschlag (Trocken- und Nassniederschlag) über 30 ± 2 Tage in Behältern etwa 1.5 bis 2.0 Meter über dem Boden gesammelt (Massenniederschlag). Anschließend werden die Auffanggefäße ins Labor gebracht und aufbereitet (filtriert, entwässert, getrocknet, gewogen). Das Ergebnis errechnet sich aus der Oberfläche des Auffanggefäßes und der Einwirkzeit in Gramm pro Quadratmeter und Tag (g/m2d). Die relative Nachweisgrenze liegt bei 0.035 g/m2d.

Weitere Verfahren zum Sammeln von Staub umfassen das Liesegang-Löbner-Gerät und Verfahren, die den abgeschiedenen Staub auf Klebefolien sammeln.

Alle Messergebnisse zum Staubfall sind relative Werte, die vom verwendeten Gerät abhängen, da die Staubabscheidung von den Strömungsverhältnissen am Gerät und anderen Parametern beeinflusst wird. Die Unterschiede in den Messwerten der verschiedenen Verfahren können bis zu 50 Prozent betragen.

Wichtig ist auch die Zusammensetzung des abgeschiedenen Staubes, wie beispielsweise der Gehalt an Blei, Cadmium und anderen metallischen Verbindungen. Die dabei angewandten Analyseverfahren sind grundsätzlich die gleichen wie bei Schwebstäuben.

Messen von speziellen Materialien in Staubform

Zu den besonderen Stoffen in Staubform gehören Asbest und Ruß. Das Sammeln von Fasern als Luftschadstoffe ist wichtig, da Asbest als nachweislich krebserregendes Material eingestuft wurde. Als krebserzeugend gelten Fasern mit einem Durchmesser von D ≤ 3 μm und einer Länge von L ≥ 5 μm, wobei L:D ≥ 3 ist. Messverfahren für Faserstoffe bestehen darin, die auf Filtern abgeschiedenen Fasern unter dem Mikroskop zu zählen. Für Außenluftmessungen kommen nur elektronenmikroskopische Verfahren in Frage. Die Fasern werden auf goldbeschichteten porösen Filtern abgeschieden. Vor der Begutachtung im Elektronenrastermikroskop wird die Probe durch Plasmaverbrennung direkt auf dem Filter von organischen Substanzen befreit. Die Fasern werden auf einem Teil der Filterfläche gezählt, zufällig ausgewählt und nach Geometrie und Faserart klassifiziert. Mit Hilfe der energiedispersiven Röntgenanalyse (EDXA) können Asbestfasern, Calciumsulfatfasern und andere anorganische Fasern anhand der elementaren Zusammensetzung unterschieden werden. Das gesamte Verfahren ist äußerst kostenintensiv und erfordert größte Sorgfalt, um verlässliche Ergebnisse zu erzielen.

Ruß in Form von Partikeln, die von Dieselmotoren emittiert werden, ist relevant geworden, da Dieselruß auch als krebserregend eingestuft wurde. Aufgrund seiner wechselnden und komplexen Zusammensetzung und aufgrund der Tatsache, dass verschiedene Bestandteile auch aus anderen Quellen emittiert werden, gibt es kein spezifisches Messverfahren für Dieselruß. Um dennoch etwas Konkretes über die Konzentrationen in der Umgebungsluft aussagen zu können, wird Ruß üblicherweise als elementarer Kohlenstoff als Teil des Gesamtkohlenstoffs definiert. Sie wird nach Probenahme und einem Extraktionsschritt und/oder thermischer Desorption gemessen. Die Bestimmung des Kohlenstoffgehalts erfolgt durch Verbrennen im Sauerstoffstrom und coulometrische Titration oder nichtdispersive IR-Detektion des dabei entstehenden Kohlendioxids.

Das sogenannte Aethalometer und der photoelektrische Aerosolsensor werden im Prinzip auch zur Messung von Ruß verwendet.

Messen von nassen Ablagerungen

Die Nassdeposition bei Regen, Schnee, Nebel und Tau stellt neben der Trockendeposition den wichtigsten Eintragsweg für Schadstoffe aus der Luft in Erdreich, Gewässer oder Pflanzenoberflächen dar.

Um die nasse Deposition bei Regen und Schnee (Nebel und Tau stellen besondere Probleme dar) von der Messung der Gesamtdeposition (Massenniederschlag, siehe Abschnitt „Messung von Staubniederschlag und metallischen Verbindungen“ oben) und der trockenen Deposition klar zu unterscheiden, werden Regenfänger, deren Sammelöffnungen, die bei Regenstillstand abgedeckt sind (Naßsammler), dienen der Probenahme. Bei Regensensoren, die meist nach dem Prinzip der Leitfähigkeitsänderung arbeiten, wird die Abdeckung bei einsetzendem Regen geöffnet und bei aufhörendem Regen wieder geschlossen.

Die Proben werden durch einen Trichter (offene Fläche ca. 500 cm) überführt2 und mehr) in einen abgedunkelten und möglichst isolierten Sammelbehälter (aus Glas oder Polyethylen nur für anorganische Bestandteile).

Im Allgemeinen kann die Analyse des gesammelten Wassers auf anorganische Bestandteile ohne Probenvorbereitung durchgeführt werden. Bei sichtbarer Trübung sollte das Wasser zentrifugiert oder gefiltert werden. Die Leitfähigkeit, der pH-Wert und wichtige Anionen (NO3 - , SO4 2- Cl-) und Kationen (ca2+K+, Mg2+Na+NH4 + usw.) werden routinemäßig gemessen. Instabile Spurenverbindungen und Zwischenzustände wie H2O2 oder HSO3 - werden auch zu Forschungszwecken gemessen.

Zur Analyse werden Verfahren eingesetzt, die für wässrige Lösungen allgemein verfügbar sind, wie Konduktometrie für Leitfähigkeit, Elektroden für pH-Werte, Atomadsorptionsspektroskopie für Kationen (siehe Abschnitt „Messung spezieller staubförmiger Materialien“ oben) und zunehmend Ionenaustauschchromatographie mit Leitfähigkeitsdetektion für Anionen.

Organische Verbindungen werden zB mit Dichlormethan aus dem Regenwasser extrahiert oder mit Argon ausgeblasen und mit Tenax-Rohren adsorbiert (nur leicht flüchtige Stoffe). Anschließend werden die Materialien einer gaschromatographischen Analyse unterzogen (siehe unten „Messverfahren für organische Luftschadstoffe“).

Die Trockenablagerung korreliert direkt mit den Konzentrationen in der Umgebungsluft. Die Konzentrationsunterschiede luftgetragener Schadstoffe im Regen sind jedoch relativ gering, so dass für die Messung der Nassdeposition weitmaschige Messnetze ausreichen. Beispiele sind das europäische Messnetz EMEP, in dem an rund 90 Stationen der Eintrag von Sulfat- und Nitrationen, bestimmte Kationen und Niederschlags-pH-Werte erfasst werden. Auch in Nordamerika gibt es umfangreiche Messnetze.

Optische Fernmessverfahren

Während die bisher beschriebenen Verfahren die Luftverschmutzung punktuell erfassen, messen optische Fernmessverfahren integriert über mehrere Kilometer Lichtwege oder bestimmen die räumliche Verteilung. Sie nutzen die Absorptionseigenschaften von Gasen in der Atmosphäre im UV-, sichtbaren oder IR-Spektralbereich und basieren auf dem Lambert-Beer-Gesetz, wonach das Produkt aus Lichtweg und Konzentration proportional zur gemessenen Extinktion ist. Wechseln Sender und Empfänger der Messanlage die Wellenlänge, können mit einem Gerät mehrere Komponenten parallel oder sequentiell gemessen werden.

In der Praxis spielen die in Tabelle 5 identifizierten Messsysteme die größte Rolle.

Tabelle 5. Langstrecken-Messverfahren

Verfahren

Anwendung

Vorteile Nachteile

Fourier
transformieren
infrarot
Spektroskopie (FTIR)

IR-Reichweite (ca. 700–3,000 cm-1), mehrere hundert Meter Lichtweg.
Überwacht diffuse Oberflächenquellen (optischer Zaun), misst einzelne organische Verbindungen

+ Mehrkomponentensystem
+ dl ein paar ppb
- Teuer

Differentiell
optisch
Absorption
Spektrometrie (DOAS)

Lichtweg bis mehrere km; misst SO2, Ich habe nicht2, Benzol, HNO3; überwacht Linien- und Oberflächenquellen, die in Messnetzen verwendet werden

+ Einfache Handhabung 
+ Erfolgreicher Leistungstest
+ Mehrkomponentensystem
– Hohes dl bei schlechter Sicht (z. B. Nebel)

Fern
Laserabsorption
Spektroskopie (TDLAS)

Forschungsgebiet, in Niederdruckküvetten für OH-

+ Hohe Empfindlichkeit (zu ppt)
+ Misst instabile Spurenverbindungen
- Hohe Kosten
- Schwer zu bedienen

Differentiell
Absorption
LIDAR (ZIFFERBLATT)

Überwachung von Oberflächenquellen, großflächige Immissionsmessungen

+ Messungen von räumlichen
Verteilung
+ Maßnahmen nicht zugänglich
Orte (z. B. Rauchgasspuren)
- Teuer
– Eingeschränktes Komponentenspektrum (SO2, The3, Ich habe nicht2)

LIDAR = Light Detection and Ranging; DIAL = differentielles Absorptions-LIDAR.

 

Messverfahren für organische Luftschadstoffe

Die Messung der Luftverschmutzung mit organischen Bestandteilen wird vor allem durch die Stoffvielfalt dieser Verbindungsklasse erschwert. Mehrere hundert Einzelkomponenten mit sehr unterschiedlichen toxikologischen, chemischen und physikalischen Eigenschaften werden in den Immissionskatastern und Luftreinhalteplänen der Ballungsgebiete unter dem Sammelbegriff „organische Luftschadstoffe“ erfasst.

Insbesondere aufgrund der großen Unterschiede im Wirkungspotential tritt die Erfassung relevanter Einzelkomponenten immer mehr an die Stelle der bisher eingesetzten Summierungsverfahren (z. B. Flammenionisationsdetektor, Gesamtkohlenstoffverfahren), deren Ergebnisse toxikologisch nicht bewertbar sind. Eine gewisse Bedeutung hat das FID-Verfahren jedoch in Verbindung mit einer kurzen Trennsäule zur Abtrennung des photochemisch wenig reaktiven Methans und zur Sammlung der Vorläufer flüchtiger organischer Verbindungen (VOC) für die Bildung von Photooxidantien behalten.

Die häufige Notwendigkeit, die komplexen Mischungen der organischen Verbindungen in relevante Einzelkomponenten zu trennen, macht ihre Messung geradezu zu einer Übung in der angewandten Chromatographie. Chromatographische Verfahren sind die Methode der Wahl, wenn die organischen Verbindungen thermisch und chemisch ausreichend stabil sind. Für organische Materialien mit reaktiven funktionellen Gruppen haben sich weiterhin separate Verfahren durchgesetzt, die die physikalischen Eigenschaften der funktionellen Gruppen oder chemische Reaktionen zum Nachweis nutzen.

Beispiele sind die Verwendung von Aminen zur Umwandlung von Aldehyden in Hydrazone mit anschließender photometrischer Messung; Derivatisierung mit 2,4-Dinitrophenylhydrazin und Abtrennung des gebildeten 2,4-Hydrazons; oder Bildung von Azofarbstoffen mit p-Nitroanilin zum Nachweis von Phenolen und Kresolen.

Unter den chromatographischen Verfahren werden die Gaschromatographie (GC) und die Hochdruckflüssigkeitschromatographie (HPLC) am häufigsten zur Trennung der oft komplexen Stoffgemische eingesetzt. Für die Gaschromatographie werden heute fast ausschließlich Trennsäulen mit sehr schmalen Durchmessern (ca. 0.2 bis 0.3 mm und ca. 30 bis 100 m Länge), sogenannte hochauflösende Kapillarsäulen (HRGC), eingesetzt. Zum Auffinden der einzelnen Komponenten nach der Trennsäule stehen eine Reihe von Detektoren zur Verfügung, wie der oben erwähnte FID, der ECD (Elektroneneinfangdetektor, speziell für elektrophile Ersatzstoffe wie Halogen), der PID (Photoionisationsdetektor, d.h besonders empfindlich gegenüber aromatischen Kohlenwasserstoffen und anderen p-Elektronensystemen) und dem NPD (thermoionischer Detektor speziell für Stickstoff- und Phosphorverbindungen). Die HPLC verwendet spezielle Durchflussdetektoren, die beispielsweise als Durchflussküvette eines UV-Spektrometers ausgebildet sind.

Besonders effektiv, aber auch besonders teuer ist die Verwendung eines Massenspektrometers als Detektor. Eine wirklich sichere Identifizierung, insbesondere bei unbekannten Stoffgemischen, ist oft nur über das Massenspektrum der organischen Verbindung möglich. Die mit konventionellen Detektoren im Chromatogramm enthaltene qualitative Information der sogenannten Retentionszeit (Verweildauer des Materials in der Säule) wird durch den spezifischen Nachweis der Einzelkomponenten durch Massenfragmentogramme mit hoher Nachweisempfindlichkeit ergänzt.

Die Probenahme muss vor der eigentlichen Analyse in Betracht gezogen werden. Die Wahl des Probenahmeverfahrens wird in erster Linie durch die Flüchtigkeit bestimmt, aber auch durch den zu erwartenden Konzentrationsbereich, die Polarität und die chemische Stabilität. Außerdem muss bei nichtflüchtigen Verbindungen zwischen Konzentrations- und Depositionsmessungen gewählt werden.

Tabelle 6 gibt einen Überblick über gängige Verfahren in der Luftüberwachung zur aktiven Anreicherung und chromatographischen Analyse organischer Verbindungen mit Anwendungsbeispielen.

Tabelle 6. Übersicht gängiger chromatographischer Luftqualitätsmessverfahren organischer Verbindungen (mit Anwendungsbeispielen)

Materialgruppe

Konzentration
Angebot

Probenahme, Vorbereitung

Letzter analytischer Schritt

Kohlenwasserstoffe C1-C9

μg/m3

Gasmäuse (schnelle Probenahme), gasdichte Spritze, Kühlfalle vor Kapillarsäule (Fokussierung), Thermodesorption

GC/FID

Niedrigsiedende Kohlenwasserstoffe, hoch
flüchtige halogenierte Kohlenwasserstoffe

ng/m3–μg/m3

Evakuierter, passivierter Edelstahlzylinder (auch für Reinluftmessungen)
Probenversand durch Gaskreisläufe, Kühlfallen, Thermodesorption

GC/FID/ECD/PID

Organische Verbindungen im Siedepunkt
Bereich C6-C30 (60–350 °C)

μg/m3

Adsorption an Aktivkohle, (a) Desorption mit CS2 (b) Desorption mit Lösungsmitteln (c) Headspace-Analyse

Kapillar
GC/FID

Organische Verbindungen im Siedepunkt
Bereich 20–300 ºC

ng/m3–μg/m3

Adsorption an organischen Polymeren (z. B. Tenax) oder Molekularkohlesieb (Carbopack), thermische Desorption mit Kühlfalle vor Kapillarsäule (Fokussierung) oder Lösungsmittelextraktion

Kapillar
GC/FID/ECD/MS

Modifikation für Niedrigsieder
Verbindungen (ab –120 ºC)

ng/m3–μg/m3

Adsorption an gekühlten Polymeren (z. B. Thermogradientenrohr), gekühlt auf –120 ºC, Verwendung von Carbopack

Kapillar
GC/FID/ECD/MS

Hochsiedende organische Verbindungen
teilweise an Partikel gebunden
(insb. PAK, PCB, PCDD/PCDF),
hohes Probenahmevolumen

fg/m3–ng/m3

Probenahme auf Filtern (z. B. Kleinfiltergerät oder Großraumsammler) mit nachgeschalteten Polyurethankartuschen für gasförmigen Anteil, Lösemitteldesorption von Filter und Polyurethan, diverse Reinigungs- und Aufbereitungsschritte, bei PAK auch Sublimation

Kapillar
GC-GCMS
(PCDD/PCDF),
Kapillar-GC-FID bzw
MS (PAH), HPLC
Fluoreszenz
Detektor (PAH)

Hochsiedende organische Verbindungen,
insb. PCDD, PCDF, PBDD, PBDF,
geringes Probenahmevolumen

fg/m3–ng/m3

Adsorption an organischen Polymeren (z. B. Polyurethanschaumzylinder) mit vorgeschalteten Filtern (z. B. Glasfaser) oder anorg. adsorbieren. (z. B. Kieselgel), Extraktion mit Lösungsmitteln, verschiedene Reinigungs- und Vorbereitungsschritte (einschließlich Mehrsäulenchromatographie), Derivatisierung für Chlorphenole

HRGC/ECD

Hochsiedende organische Verbindungen
gebunden an Partikel, z. B. Komponenten
von organischen Aerosolen, Ablagerung
Proben

ng/m3
ng–μg/g
Sprühdose
pg–ng/m2 Tag

Abscheidung von Aerosolen auf Glasfaserfiltern (zB High- oder Low Volume Sampler) oder Entstaubung auf standardisierten Oberflächen, Extraktion mit Lösungsmitteln (zur Abscheidung auch von gefiltertem Restwasser), diverse Reinigungs- und Aufbereitungsschritte

HRGC/MS
HPLC (für PAK)

GC = Gaschromatographie; GCMS = GC/Massenspektroskopie; FID = Flammenionisationsdetektor; HRGC/ECD = hochauflösende GC/ECD; ECD = Elektroneneinfangdetektor; HPLC = Hochleistungsflüssigkeitschromatographie. PID = Photoionisationsdetektor.

 

Ablagerungsmessungen schwerflüchtiger organischer Verbindungen (z. B. Dibenzodioxine und Dibenzofurane (PCDD/PCDF), polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK)) gewinnen aus Sicht der Umweltverträglichkeit zunehmend an Bedeutung. Da Nahrung die Hauptaufnahmequelle des Menschen ist, ist das auf Nahrungspflanzen übertragene Material aus der Luft von großer Bedeutung. Es gibt jedoch Hinweise darauf, dass der Stofftransfer durch partikuläre Abscheidung weniger wichtig ist als die trockene Abscheidung quasi-gasförmiger Verbindungen.

Zur Messung der Gesamtablagerung werden standardisierte Geräte zur Staubabscheidung verwendet (z. B. Bergerhoff-Verfahren), die durch Abdunklung zum Schutz vor starkem Lichteinfall leicht modifiziert wurden. Wichtige messtechnische Probleme, wie die Resuspendierung bereits abgeschiedener Partikel, Verdunstung oder mögliche photolytische Zersetzung, werden nun systematisch erforscht, um die suboptimalen Probenahmeverfahren für organische Verbindungen zu verbessern.

Olfaktometrische Untersuchungen

Olfaktometrische Immissionsuntersuchungen werden im Monitoring zur Quantifizierung von Geruchsbeanstandungen und zur Ermittlung von Ausgangsbelastungen in Genehmigungsverfahren eingesetzt. Sie dienen in erster Linie der Beurteilung, ob vorhandene oder zu erwartende Gerüche als signifikant einzustufen sind.

Grundsätzlich lassen sich drei methodische Ansätze unterscheiden:

  • Messung der Emissionskonzentration (Anzahl Geruchseinheiten) mit einem Olfaktometer und anschließender Ausbreitungsmodellierung
  • Messung einzelner Komponenten (z. B. NH3) oder Mischungen von Verbindungen (z. B. Gaschromatographie von Deponiegasen), wenn diese den Geruch hinreichend charakterisieren
  • Geruchsbestimmungen durch Begehungen.

 

Die erste Möglichkeit kombiniert Emissionsmessung mit Modellierung und kann streng genommen nicht unter den Begriff Luftqualitätsüberwachung eingeordnet werden. Bei der dritten Methode wird die menschliche Nase als Detektor mit deutlich reduzierter Genauigkeit im Vergleich zu physikalisch-chemischen Methoden verwendet.

Einzelheiten zu Prüfungen, Messplänen und Bewertung der Ergebnisse sind beispielsweise in den Umweltschutzverordnungen einiger Bundesländer enthalten.

Screening-Messverfahren

Für vorbereitende Studien (Screening) werden teilweise vereinfachte Messverfahren eingesetzt. Beispiele sind Passivsammler, Reagenzgläser und biologische Verfahren. Bei passiven (diffusiven) Probenehmern wird das zu untersuchende Material mit frei fließenden Prozessen wie Diffusion, Permeation oder Adsorption in einfachen Formen von Sammlern (Röhrchen, Plättchen) gesammelt und in imprägnierten Filtern, Sieben oder anderen Adsorptionsmedien angereichert. Eine sogenannte aktive Probenahme (Ansaugen der Probenluft durch eine Pumpe) entfällt somit. Die nach Einwirkzeit analytisch ermittelte angereicherte Stoffmenge wird aufgrund physikalischer Gesetzmäßigkeiten (z. B. der Diffusion) mit Hilfe der Sammelzeit und der geometrischen Parameter des Kollektors in Konzentrationseinheiten umgerechnet. Die Methodik stammt aus dem Bereich des Arbeitsschutzes (personenbezogene Probenahme) und der Raumluftmessung, wird aber zunehmend für Schadstoffkonzentrationsmessungen in der Außenluft eingesetzt. Eine Übersicht findet sich in Brown 1993.

Prüfröhrchen werden häufig zur Probenahme und schnellen vorbereitenden Analyse von Gasen verwendet. Durch ein Glasröhrchen, das mit einem dem Prüfziel entsprechenden Adsorptionsreagenz gefüllt ist, wird eine bestimmte Prüfluftmenge gesaugt. Je nach Konzentration des zu bestimmenden Stoffes in der Prüfluft verfärbt sich der Röhrcheninhalt. Kleine Reagenzgläser werden häufig im Bereich der Arbeitsplatzüberwachung oder als schnelles Vorgehen bei Unfällen, wie z. B. Bränden, eingesetzt. Für routinemäßige Messungen der Schadstoffkonzentration in der Luft werden sie aufgrund der allgemein zu hohen Nachweisgrenzen und der zu begrenzten Selektivität nicht verwendet. Detektor-Reagenzgläser sind für zahlreiche Materialien in verschiedenen Konzentrationsbereichen erhältlich.

Unter den biologischen Verfahren haben sich zwei Methoden in der Routineüberwachung durchgesetzt. Beim standardisierten Flechtenexpositionsverfahren wird die Mortalitätsrate der Flechte über die Expositionszeit von 300 Tagen bestimmt. In einem anderen Verfahren wird französisches Weidegras für 14 ± 1 Tage exponiert. Dann wird die Wachstumsmenge bestimmt. Beide Verfahren dienen der summarischen Bestimmung von Luftschadstoffkonzentrationseffekten.

Netze zur Überwachung der Luftqualität

Weltweit werden die unterschiedlichsten Arten von Luftqualitätsnetzen eingesetzt. Zu unterscheiden sind Messnetze, bestehend aus automatischen, computergesteuerten Messstationen (Messcontainern) und virtuellen Messnetzen, die lediglich die Messorte für verschiedene Arten von Luftschadstoffkonzentrationsmessungen in Form eines vorgegebenen Rasters definieren. Aufgaben und Konzeptionen von Messnetzen wurden oben diskutiert.

Kontinuierliche Überwachung von Netzwerken

Kontinuierlich betriebene Messnetze basieren auf automatischen Messstationen und dienen in erster Linie der Überwachung der Luftqualität in städtischen Gebieten. Gemessen werden Luftschadstoffe wie Schwefeldioxid (SO2), Staub, Stickstoffmonoxid (NO), Stickstoffdioxid (NO2), Kohlenmonoxid (CO), Ozon (O3) und teilweise auch die Summe der Kohlenwasserstoffe (freies Methan, CnHm) oder einzelne organische Komponenten (z. B. Benzol, Toluol, Xylole). Hinzu kommen je nach Bedarf meteorologische Parameter wie Windrichtung, Windgeschwindigkeit, Lufttemperatur, relative Luftfeuchtigkeit, Niederschlag, Globalstrahlung oder Strahlungsbilanz.

Die in Messstationen betriebene Messtechnik besteht in der Regel aus einem Analysator, einer Kalibriereinheit und einer Steuer- und Steuerelektronik, die die gesamte Messtechnik überwacht und eine standardisierte Schnittstelle zur Datenerfassung enthält. Neben den Messwerten liefert die Messeinrichtung sogenannte Statussignale über Fehler und den Betriebszustand. Die Kalibrierung der Geräte wird in regelmäßigen Abständen automatisch per Computer überprüft.

Die Messstationen sind in der Regel über feste Datenleitungen, Wählverbindungen oder andere Datenübertragungssysteme mit einem Rechner (Prozessrechner, Workstation oder PC, je nach Systemumfang) verbunden, in dem die Messergebnisse eingegeben, verarbeitet und verarbeitet werden angezeigt. Die Rechner des Messnetzes und ggf. speziell geschultes Personal überwachen kontinuierlich, ob verschiedene Grenzwerte überschritten werden. Auf diese Weise können kritische Luftqualitätssituationen jederzeit erkannt werden. Dies ist insbesondere für die Überwachung kritischer Smogsituationen im Winter und Sommer (Photooxidantien) und für die aktuelle Information der Öffentlichkeit sehr wichtig.

Messnetze für Stichprobenmessungen

Über das telemetrische Messnetz hinaus werden in unterschiedlichem Umfang auch andere Messsysteme zur Überwachung der Luftqualität eingesetzt. Beispiele sind (teilweise teilautomatisierte) Messnetze zur Ermittlung von:

  • Staubablagerung und ihre Bestandteile
  • suspendierter Staub (SPM) und seine Bestandteile
  • Kohlenwasserstoffe und chlorierte Kohlenwasserstoffe
  • schwer flüchtige organische Materialien (Dioxine, Furane, polychlorierte Biphenyle).

 

Eine Reihe von auf diese Weise gemessenen Substanzen wurden als krebserregend eingestuft, beispielsweise Cadmiumverbindungen, PAK oder Benzol. Ihre Überwachung ist daher besonders wichtig.

Als Beispiel für ein umfassendes Programm fasst Tabelle 7 die Luftqualitätsüberwachung zusammen, die in Nordrhein-Westfalen, dem mit 18 Millionen Einwohnern bevölkerungsreichsten Bundesland, systematisch durchgeführt wird.

Tabelle 7. Systematische Überwachung der Luftqualität in Nordrhein-Westfalen (Deutschland)

Kontinuierliche Messung
System

Teilweise automatisiert
Messsystem

Diskontinuierliche Messung
System/Mehrkomponenten
Messungen

Schwefeldioxid
Stickstoffmonoxid
Stickstoffdioxid
Kohlenmonoxid
Schwebende Partikel
Materie (SPM)
Ozon
Kohlenwasserstoffe
Windrichtung
Windgeschwindigkeit
Lufttemperatur
Luftdruck
Relative Luftfeuchte
Strahlungsbilanz
Niederschlag

SPM-Zusammensetzung:
Blei
Cadmium
Nickel
Kupfer
Eisen
Arsen
Beryllium
Benzo[a]Pyren
Benzo[e]Pyren
Benzo[a]Anthracen
Dibenzo[Ah]Anthracen
Benzo[ghi)Perylen
Corona

Benzol und andere
Kohlenwasserstoffe
Halogenierte Kohlenwasserstoffe
Staubablagerung u
Material Zusammensetzung
Ruß
Polychlorierte Biphenyle
Polyhalogeniert
Dibenzodioxine u
Dibenzofurane
(PCDD/PCDF)

 

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Inhalte

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