SCHRIFTEN
REIHE NR. 124
Partikelimmission:
Quellen, Ausbreitung,
Umwandlung
- Literaturstudie -
Forschungsvereinigung
v p v v v v
Verbrennungskraftmaschinen e.V. JKr ^ r
^r
Partikelimmission:
Quellen, Ausbreitung,
Umwandlung
- Literaturstudie -
Auftraggeber:
Forschungsvereinigung Automobiltechnik e.V. (FAT)
Forschungsvereinigung Verbrennungskraftmaschinen e.V. (FW)
Auftragnehmer:
Institut für Wasserchemie und Chemische Balneologie
der TU München
Fraunhofer-Institut für Toxikologie und Aerosolforschung
Hannover
Verfasser:
Prof. Dr. Reinhard Nießner
Dr. Wolfgang Koch
Dr. Gerhard Pohlmann
Postanschrift:
Postfach 17 05 63 • 60079 Frankfurt
Telefon (0 69) 75 70-1
Drahtanschrift: Autoverband
Telex 411293
Druckerei Henrich GmbH
Schwanheimer Straße 110
60528 Frankfurt am Main
Vervielfältigung, auch auszugsweise, nur
mit ausdrücklicher Genehmigung der FAT
VORWORT
Im Gegensatz zu Ergebnissen aus neueren Untersuchungen, die starke Hinweise darauf
liefern, daß Partikel aus Dieselmotorabgasen nur über den 'Staublungeneffekt', d.h. nach
einer mechanischen Überladung in der Rattenlunge Tumore verursachen wollen einige Wissenschaftler nicht von früheren gegenteiligen Lehrmeinungen abrücken. Diese unterstellen
eine krebserzeugende Wirkung der Dieselpartikel in der Rattenlunge bereits ab kleinsten
Konzentrationen. Auch bei dieser Hypthese werden mittlerweile jedoch nicht die den Partikeln angelagerten polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffe (PAH's), sondern die
Partikel selbst für den kanzerogenen Effekt verantwortlich gemacht.
Sehr unterschiedliche Ansichten bestehen über das gesundheitliche Risiko, das die
Dieselpartikel in der Luft für den Menschen darstellen: sie reichen von 'Ursache der meisten
Lungenkrebserkrankungen aufgrund der Luftverunreinigungen in Deutschland' bis 'keine
erkennbare Gefährdung bei umweltrelevanten Konzentrationen'. Hier sei bemerkt, daß die
Argumente für die letztgenannte Bewertung derzeit an Gewicht gewinnen.
Dazu tragen maßgeblich folgende Befunde bei: Bei der Ratte führen offenbar alle sehr
kleinen unlöslichen und hoch dosierten Partikeln zu Lungenkrebs. Allerdings tritt die Wirkung sehr wahrscheinlich erst dann auf, wenn ihr Lungengewebe wegen der starken Überladung durch Partikel mit entsprechenden Entzündungen reagiert.
Die Senatskommission zur Prüfung gesundheitsschädlicher Arbeitsstoffe der Deutschen Forschungsgemeinschaft (kurz: MAK-Kommission) geht bei ihrer Einstufung von Dieselmotoremissionen als krebserzeugenden Arbeitsstoff einerseits nach dem Vorsorgeprinzip davon
aus, daß das einzige Tiermodell, das auf Dieselabgas mit Lungenkrebs reagiert, nämlich das
der Ratte Ergebnisse liefert, die auf den Menschen übertragbar sind. Andererseits hat die
Kommission die neuesten Ergebnisse aus Untersuchungen mit dem Tiermodell 'Ratte', die
zeigen, daß auch inerte nicht toxische Partikeln in der Rattenlunge Lungenkrebs verursachen
können, noch nicht berücksichtigt. Bei der Risikobewertung für den Menschen müßte dann
gelten, daß alle sehr kleinen Partikel in der Atemluft das gleiche krebserzeugende Potential
haben.
Das führt zu Fragen: welche Emissionsquellen belasten die Atemluft des Menschen mit dieser Art von Partikeln, wie breiten sie sich in der Atmosphäre aus und wie wandeln sie sich
um?
Um die in der Literatur zu dieser Fragestellung vorliegenden Kenntnisse zu sammeln und zu
bewerten, hat der FAT-AK 1 'Auto und Umwelt' die vorliegende Studie durchführen lassen,
deren erster Teil 'Quellen der Partikelemission' von der FAT, und deren zweiter Teil
'Ausbreitung und Umwandlung' von der Forschungsvereinigung Verbrennungskraftmaschinen (FVV) betreut wurde. Die Mitglieder der das Projekt begleitenden Ausschüsse der FVV
und der FAT sind im Anhang namentlich genannt.
Bei der Erfassung der Partikelkonzentration in der Umwelt können nur Immissionen aus
mehreren Quellen als Summe gemessen werden. Hierbei jedoch ergeben sich - wie die Literaturanalysen zeigen - bei vergleichbaren Randbedingungen sehr unterschiedliche Werte, die
allein schon durch die Meßverfahren bedingt sein können.
In einer städtischen Zentrallage Münchens, die als repräsentativ auch für andere deutsche
Ballungsräume gelten kann, ist die Immission an anorganischem Feinstaub nahezu doppelt so
groß wie jene an organischem Feinstaub.
-
2
-
Für das Wirkungspotential dieser Feinstaubimmission sind die darin enthaltenen Schwermetalle, die in einer großen Anzahl auftreten, sowie hunderte größtenteils unbekannte organische Verbindungen von Bedeutung.
Der von der MAK-Kommission als gefährlich eingestufte elementare Kohlenstoff macht
rund 26% der Feinstäube aus. Er kommt jedoch nur zum geringen Teil aus der Emissionsquelle Dieselmotor.
63% der Feinstäube sind anorganische Aerosolbestandteile. Sie tragen dort in wesentlich
höherem Maße als Dieselpartikel zur Lungenbelastung des Menschen bei.
Aus den Literaturdaten und Messungen der vergangenen Jahre läßt sich ableiten, daß die
Gesamtbelastung der menschlichen Atemluft mit Feinstaub in einer 'staubigen' Großstadt
maximal nur zu ca. 20% dem Dieselmotor anzulasten ist.
Die Aussagen zeigen, daß es vor dem Hintergrund der Ergebnisse sehr schwer ist, eine objektive Betrachtung der durch Feinstaub, bzw. insbesondere durch Dieselpartikel verursachten Gefährdung der Gesundheit der Menschen vorzunehmen. Die Partikelimmissionen aber
- vor allem wegen ihres besonderen Gefährdungspotentials - auch die Faserimmissionen
anderer Emissionsquellen müssen bei allen Untersuchungen berücksichtigt werden, weil die
Dieseleffekte durch sie überdeckt und verfälscht werden.
Um die Wissensdefizite abzudecken, die bisher noch bei der Messung der Immissionskonzentrationen bestehen, sollte nach Ansicht der Forschungsnehmer ein Immissionsmeßprogrammm installiert werden, mit dem die erforderlichen Kennzahlen zu ermitteln sind.
Neben der meßtechnisch-analytischen Methode bietet sich auch ein anderer Weg zur Bestimmung der Immissionen an. Bei genauer Kenntnis der Emissionsquellen führen auch Berechnungen über prognostische Ausbreitungs- und Umwandlungsmodelle zu einem Ergebnis.
Allerdings sind dafür genaue Emissionskataster erforderlich, aus denen die Emissionen bestimmt und unter Berücksichtigung der Einflußgrößen Meteorologie, Oberflächen- und
Baustruktur in Immissionen und Immissionsanteile umgesetzt werden können.
Die diagnostischen Rezeptormodelle basieren meist auf der Methode der chemischen
Massenbilanz oder lassen sich dem Begriff 'Faktoranalyse' zuordnen. Im ersteren Falle
werden viele linear unabhängige Emissionsquellcn benötigt, die in einer Quellmatrix zusammengefaßt werden müssen und dann zu Berechnungen verwendet werden können. Die Ergebnisse basieren auf einer möglichst großen Anzahl von Immissionsmessungen, die mit
Emittenten und deren Emissionen über eine Faktoranalyse korreliert werden.
Aus der vorhandenen Literaturstudie läßt sich ableiten, daß sich weder auf meßtechnischem
Wege über Immissionsmessungen noch über Ausbreitungsmodelle der Anteil der durch Dieselmotoren verursachte Partikelkonzentration in der Umgebungsluft quantitativ exakt bestimmen läßt. Es zeigt sich, daß der Einfluß der Dieselabgase auf die Partikelkonzentrationen
relativ gering ist und daß hauptsächlich andere Faktoren für die Partikelkonzentration in der
Innenstadtluft bestimmend sind.
FORSCHUNGSVEREINIGUNG AUTOMOBILTECHNIK EV (FAT)
Frankfurt am Main, im August 1995
Inhaltsverzeichnis
Seite
Teil I:
Quellen der Partikelimmission
1.
Ausgangssituation, Fragestellung
3
2.
Ergebnisse
7
2.1 Schwennetall-Immissionen aus Messungen an europäischen Standorten
der letzten 15 Jahre
7
2.2 Definierte Quellenuntersuchungen
25
2.3 Morphologische Untersuchungen
26
3.
Faserige Stäube in der Außenluft
41
4.
Organische, toxikologisch relevante Immissionsbelastung
46
4.1 Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAH's)
46
4.2 Weitere indirekte Quellen für organischen Feinstaub
55
5.
Immissionsbelastung durch N-Nitrosamine
63
6.
Dioxinimmissionen und Quellen
65
7.
Immissionsbclastungen durch elementaren Ruß
69
8.
Gesamtbewertung der für die BRD anzunehmenden Schadstoffimmission
78
9.
Auswahl von Meßparametern für ein Meßprogramm zur Klärung der Quellcnsituation
von Immissionsbelastungen
86
Seite
Teil II: Ausbreitung und Umwandlung feinster, fester und unlöslicher Partikel
in der Atmosphäre
1.
Einleitung
93
Luftqualitätsmodelle
94
2.1 Ausbreitungsmodelle
94
2.1.1 Strömungsmodelle
94
2.1.1.1 Mikroskala
94
2.1.1.2 Mesoskala
102
2.1.1.3 Makroskala
102
2.1.2 Transportmodelle
103
2.1.2.1 Analytische Modelle
104
2.1.2.2 Numerische Ausbreitungsmodelle
108
2.1.3 Zusammenfassung
2.2 Rezeptormodelle
109
109
2.2.1 Chemical Mass Balance
111
2.2.2 Faktoranalyse
115
2.2.3 Vergleich und Zusammenfassung
118
3.
Umwandlungs- und Ablagerungsprozesse
121
4.
Literaturverzeichnis
125
Teil III: Liste der Mitglieder des FAT-Arbeitskreises „Auto und Umwelt"
Liste der Mitglieder des FW-Diskussionskreises „Quellen der Partikelimmission"
133
134
Teil I:
Quellen der Partikelimmission
von
Prof. Dr. Reinhard Nießner
Institut für Wasserchemie und Chemische Balneologie
der TU München
1.
Ausgangssituation, Fragestellung
Neuere Forschungsergebnisse zu den Auswirkungen von Dieselmotorabgasen auf die
Gesundheit haben zusammengefaßt folgende Erkenntnisse und Wertungen erbracht [1]:
Ratten zeigen nach der Inhalation von hohen Dosen Dieselruß eine Tumorrate, die
signifikant über der Spontantumorrate liegt.
Andere schwerlösliche Feinstäube, wie z.B. technischer Ruß und Titandioxid,
verursachen in hohen Konzentrationen ebenfalls Tumore in Rattenlungen.
Die geringe Menge der an Dieselruß anhaftenden polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffe (PAH's) läßt sich nach den Untersuchungsergebnissen nicht für die
krebserzeugende Wirkung verantwortlich machen. Ausschlaggebend für diese Wirkung
ist der "Rußkern" aus Kohlenstoff.
Die Ansammlung schwer löslicher und nicht abbaubarer Dieselrußteilchen und anderer
Feinstäube in der Lunge übt möglicherweise eine entzündliche und wachstumsfördernde Reaktion auf die Lungenzellen aus ("Überladungseffekt").
Es wird angenommen, daß Teilcheneigenschaften selbst, wie etwa Größe, Oberflächenstruktur, Reaktivität und Bindefähigkeit die eigentlichen krebserregenden Wirkungen
determinieren.
Bei Expositionsuntersuchungen an Ratten wurden erst bei Konzentrationen größer 800
ug Dieselruß pro m3 Tumore ausgelöst; bei niedrigeren Konzentrationen wurden keine
erhöhten Tumorraten gefunden.
Bei vergleichbaren Konzentrationen wurde bei Mäusen und Hamstern keine
Tumorbildung beobachtet.
In vitro-Versuche mit in Kultur gehaltenen Lungenzellen von Hamstern und Menschen
bestätigen die Wirkung bei der Ratte in Inhalationsstudien, erlauben aber keine
Übertragbarkeit.
Stoffwechselabhängige Aktivierung oder Inaktivierung von Schadstoffen, wie etwa
Benzo[a]pyren, sowie unterschiedliche Wirksamkeit von Reparaturmechanismen des
Erbmaterials machen wegen stark differenzierender biologischer Effekte eine
Risikoaussage aus den Ratten- bzw. in-vitro-Untersuchungen für den Menschen
unsicher.
Es ist aus den bisherigen Versuchsergebnissen nicht klar ableitbar, ob die Ergebnisse
an Hamstern und Mäusen einerseits, bzw. an Ratten andererseits, auf den Menschen
übertragbar sind. Aus Erfahrungen an abgasbelasteten Arbeitsplätzen ist ein Risiko für
den Menschen nicht auszuschließen. Im Sinn eines vorbeugenden Gesundheitsschutzes
wird das Risikopotential von Dieselpartikeln für den Menschen daher vor allem auf
der Basis der Rattenversuche beurteilt. Dann muß auf Grund der eingangs geschilderten Ergebnisse, wonach schwerlöslicher Feinstaub bei der Ratte die gleiche
Tumorwirksamkeit wie Dieselpartikeln hat, in Riskobewertungen für den Menschen
auch die Belastung seiner Atemluft mit Feinstaub aus allen Emissionsquellen, d.h.
unabhängig von seiner Herkunft, einbezogen werden.
Die Einordnung der vorstehend genannten Ergebnisse zur Risikoabschätzung für den
Menschen setzt daher auch die Kenntnis der Exposition des Menschen gegenüber allen
Feinstäuben - nicht ausschließlich den Dieselpartikeln - mit toxischen Luftinhaltsstoffen
in seinem Lebensumfeld unter Immissionsbedingungen voraus.
Im folgenden sollen, da derartige Kenntnisse zusammengefaßt nicht vorliegen, in Form einer
Literaturstudie die zugänglichen Ergebnisse zur Zusammensetzung der auf den Menschen in
Mitteleuropa einwirkenden Aerosol-Immission erfaßt und bewertet werden. Weiterhin soll zu
einer Wertung der zuerst genannten Folgen einer Dieselmotorabgasexposition gelangt werden
und nachfolgend Vorschläge zu einer Kenntniserweiterung in Form eines Luftmeßprogrammes
unterbreitet werden.
Folgende Kriterien wurden dabei berücksichtigt:
Quantitative Angaben zur Feststellung der Emission und Immission partikulärer
Materie (atembare Fraktion < 10 um)
Sind chemische und physikalische wirkungsrelevante Größen (z.B. Masse, Größenverteilung, Morphologie, Oberfläche, Zusammensetzung, MikroStruktur, adsorbiertes
Material (chemische Zusammensetzung), Löslichkeit) mitgeteilt worden?
Sind die Charakterisierung und Quantifizierung von Emissionsquellen und/oder
Immissionsanteilen (Industrie, Auto/Verkehr, Energieerzeugung, Erosion, sea spray,
Hausbrand oder Anteil aus Konversionsvorgängen) anhand
charakteristischer
Eigenschaften vorgenommen worden?
Ist eine Aufteilung
der Befunde bei unterschiedlichen
Immissionssituationen
(innerstädtisch, ländlich, kontinental oder maritim) gegeben?
Welche Meßverfahren wurden eingesetzt und wie ist die Qualität der erzielten
Ergebnisse zu bewerten?
Es wurden hauptsächlich Literatur ab 1988 und damit Arbeitsergebnisse seit etwa
1983-87 berücksichtigt.
Als Suchprofil für die Literaturstudie wurden die Stoffgruppen herangezogen, die im
Bundesimmissionsschutzgesetz (TA Luft) [2] und in der "MAK- und BAT-Werte-Liste 1993"
[3] der Senatskommission zur Prüfung gesundheitlicher Arbeitsstoffe, Mitteilung 29, als
toxikologisch relevante Stoffe genannt und als Bestandteile der ubiquitären Aerosolzusammensetzung bekannt sind:
Asbest
künstl. Mineralfasern
Bleiverbindungen (z.B. IW 2-Wert: 2 ug/m3)
Cadmiumverbindungen (z.B. IW 1-Wert: 40 ng/m3)
Chromverbindungen
Dieselruß
Holzstaub
Kobaltverbindungen
Kokereirohabgase
Nickelverbindungen
PAH's / Nitro-PAH's
PCDD/PCDF
Platinverbindungen
Pentachlorphenol
Pyrolyseprodukte
Quarz
Schwebstaub, allgemein
Silikate (nicht faserförmig)
Steinkohlenteer, Bitumen
Dazu wurde eine Chemical Abstracts-Recherche durchgeführt und die hiesigen (Münchner)Präsenzmonographienbestände abgesucht. Die Ergebnisse der Literaturrecherche sind als
Kurzausdruck im Anhang enthalten.
Im folgenden werden somit die Ergebnisse mit einer Bewertung im Hinblick auf Analysentechnik und etwaige offene Fragen wiedergegeben.
Literatur
[1]
GSF-Forschungszentrum und Forschungszentrum Jülich (1992) Auswirkungen von
Dieselmotorabgasen auf die Gesundheit. ISSN: 0937-4795, 61 Seiten
[2]
Erste
Allgemeine
Verwaltungsvorschrift
zum
Bundes-Immissionsschutzgesetz
(Technische Anleitung zur Reinhaltung der Luft-TA Luft) vom 27. Februar 1986.
Gemeinsames Ministerialblatt, Ausgabe A, 37 (1986), Nr. 7, 95-143
[3]
Deutsche Forschungsgemeinschaft - Senatskommission zur Prüfung gesundheitsschädlicher Arbeitsstoffe (1993) MAK- und BAT-Werte-Liste 1993. Mitteilung 29,
VCH Weinheim
2.
Ergebnisse
2.1
Schwermetall-Immissionen aus Messungen an europäischen Standorten der
letzten 15 Jahre
Migon and Caccia (1990) bestimmten die Schwennetall-Immission durch filtrierende
Probenahme in der Nähe von Nizza und Monaco (mariner und ländlicher Einfluß) über einen
Zeitraum von 1.5 Jahren. Es wurden 32 Proben erhalten. Als Analysentechnik wurde die
Festkörperanalyse ausgestanzter Filter in der Graphitrohr-AAS durchgeführt. Die Probenahmen
wurden nicht speziesselektiv oder größenaufgelöst betrieben. Die erhaltenen Schwermetallimmissionswerte wurden in Häufigkeitsintervallen dargestellt. Unter Zuhilfenahme von
Wahrscheinlichkeitsdichte-Funktionen wurden die gefundenen Belastungen in den Beitrag aus
natürlichem Background-Aerosol und dem Beitrag aus anthropogenem Einfluß aufgeteilt:
Elementkonzentrationen [ng/m3]
(+/- einfache Standardabweichung)
Pb
BackgroundDurchschnittswert
Anthropogen beeinflußte
Luftmassen
Tab. 1:
Cu
3.2
0.92
(+/- 5. 3)
(+/-0.18)
30.9
(+/- 18 .0)
3.67
(+/- 2.19)
Cd
Zn
0.0026
2.1
(+/- 0.0029)
0.27
(+/- 0.21)
(+/- 1.8)
24.3
(+/- 18 .2)
Mittlere Schwermetallaerosolgehalte im Mittelmeerraum (natürliche und anthropogene Einflüsse).
Gälli-Purghart et al. (1990) unternahmen im Zeitraum von Oktober 1985 bis September 1986
im Süden von Bern, in verschiedenen Höhen (515 m, 750 m, 940 m und 1550 m NN)
größenaufgelöst, die Bestimmung von Schwennetallen im atmosphärischen Aerosol. Analysiert
wurden die toxisch relevanten Elemente V, Mn, Cu, Zn, As, Cd und Blei. Es wurde keine
Speziesanalyse vorgenommen. Die Bestimmung wurde nach Aufschluß der Polycarbonat-Filter
mittels Graphitrohr-AAS vorgenommen. Als größenselektionierendes Sammelinstrument wurde
ein Berner-Low-Pressure-Impaktor eingesetzt. In der gleichen Studie wird über Einzelteilchenanalysen mittels REM/EDX berichtet. Die untersuchten Teilchen wurden dem Impaktor
entnommen. Die naßchemische Analyse wurde anhand eines NIST-Standards validiert.
Weiterhin wurden die gewonnenen Daten einer "Principal component analysis" unterworfen,
um Aussagen über etwaige Quellen zu erhalten. Die erhaltenen Konzentrationen waren:
Mittl ere Konzentration [iig/m3] und Spanm veite
Probenahmeort (m über NN)
Element
A(515 m)
(stadtnah)
B (750 m)
(ländlich)
C (940 m)
(ländlich)
V
3.9 (0.7-16.5)
3.6 (0.8-13.2)
3.1 (0.8-12.7)
Mn
31.7 (8.3-132)
28.8 (5.5-166)
25.4 (5.6-70)
24.1 (3-264)
Cu
7.9 (2-16.9)
4.5 (0.6-11.1)
3.4 (0.8-9.4)
2.7 (0.1-8)
47.7 (12.6-177)
34.9 (9.1-135)
16.7 (2.9-56.6)
Zn
65
(12.9-211)
D (1550 m)
(ländlich)
1.5 (0.2-7.4)
As
2.2 (0.5-13.8)
2
(0.4-12)
1.7 (0.1-12)
0.8 (0.002-6.6)
Cd
0.9 (0.2-2.1)
0.7 (0.2-2.3)
0.6 (0.2-1.5)
0.3 (0.02-1.1)
(37.8-382
55.5 (14-154)
39.1 (9.8-99.8)
17.9 (1.1-43.6)
37.1 (8.7-127)
30.8 (6.2-110)
25.0 (5.2-74.4)
12.6 (0.5-35.5)
Pb
Gesamtmasse
< 8 (um
[Mg/m3]
Tab. 2:
134
Durchschnittliche jährliche Schwennetallaerosolbelastung im Partikelgrößenbereich
0.06 - 8 um an vier Standorten in der Westschweiz.
8
Die "mass median"-Durchmesser der gemessenen Elemente bewegten sich alle durchwegs in
atembarem Bereich:
"Mas:; median"-Durchme sser [um] der Elen îente
an den verschied«men Standorten
Element
A
B
C
D
V
0.6
0.64
0.63
0.60
Mn
1.37
1.48
1.08
0.73
Cu
1.54
1.06
0.95
1.23
Zn
0.76
0.78
0.76
0.79
As
0.65
0.68
0.66
0.66
Cd
0.54
0.60
0.54
0.58
Pb
0.43
0.54
0.54
0.54
Tab. 3:
Mittlere Massendurchmesser (MMD) von Schwennetallaerosolen an vier Standorten
der Westschweiz.
Die geringen Variationen des MMD's weisen auf keine ausgeprägte Quelle für Schwennetalle
hin. Der MMD für Blei zeigt ebenfalls, daß diese Teilchen koaguliert sein müssen, da z.B.
bei Tunnelmessungen Blei im Bereich von 0.19 um gefunden wurde. Die Bleiwerte werden
nicht auf Ferntransport zurückgeführt.
Die "Principal component analysis" ergibt, daß die partikulären Luftinhaltsstoffe an allen
Standorten und in allen Größenfraktionen bezüglich der toxikologisch relevanten Elemente
gut durchmischt sind. Mn wird als Bodenbestandteil erkannt.
Die Einzelteilchenanalyse ordnete Bleihalogenide und -sulfate dem Kfz-Verkehr zu. Cd und
Zn entstammen anderen Quellen.
Background-Aerosoluntersuchungen in Ungarn werden von Borbely-Kiss et al. (1991)
mitgeteilt. Die Probenahmestation befand sich in der Puszta; der Zeitraum war März 1988 bis
Februar 1989. Die auf Nuclepore-Filtern gesammelten Teilchen wurden mit PIXE (Protoneninduzierte Röntgenemission) quantifiziert. Zugleich wurden auch Anreicherungsfaktoren
(relativ zu Ti) errechnet. Die Ergebnisse werden in Sommer- und Winterdurchschnittswerte
aufgeteilt (in Klammern sind die einfachen Standardabweichungen angegeben):
Element
Winter [ng/m3]
Sommer [ng/m3]
V
3.7(+/- 3)
2.2 (+/- 1.3)
Cr
8.4(+/- 7)
6.2 (+/- 5.6)
Co
1.6 (+/- 1.4)
1.7(+/- 1.4)
Ni
3.5 (+/- 3.1)
2.3(+/- 1.3)
Cu
3.2 (+/- 2.3)
3.6 (+/- 2.0)
Zn
30.4 (+/- 17)
As
3.8 (+/- 3)
Pb
24.9 (+/- 15)
24.7 (+/- 16)
Gesamtstaub [ug/m3]
4.2 (+/- 2.0)
4.7 (+/- 2.1)
29.5 (+/- 16)
1.7 (+/- 2.2)
Tab. 4: Saisonale Schwermetallaerosolbelastung in Ungarn.
Arsen, Blei und Zink zeigten Anreicherungsfaktoren bis zum Faktor 100, sind also deutlich
anthropogenen Ursprungs.
Pio et al. (1991) unternahmen in Aveiro an der Westküste Portugals mit marinem Einfluß
im Zeitraum von August 1988 bis Mai 1989 eine Meßkampagne. Das Aerosol wurde nicht
größenselektioniert mit einem High-volume-Sammler angereichert. Nach Säureaufschluß
wurden die Schwermetalle mit Flammen-AAS bzw. flammenlos bestimmt:
10
Gehalt [ng/m3]
(+/- einfache Standardabweichung)
Element
Cd
2.4 (+/- 1.6)
Cr
6.9 (+/- 5.4)
124
Cu
(+/- 87)
3.2 (+/- 3.2)
Ni
157
Pb
(+/- 121)
V
15.7 (+/- 8.5)
Zn
95
(+/- 80)
EC [ug/m3]
11.7 (+/- 9.7)
OC [Mg/m3]
7.4 (+/-6.1)
Gesamtstaub [ug/m3]
103
(+/- 60.3)
Tab. 5: Mittlere Schwermetallaerosolgehalte im marinen Einflußbereich von West-Portugal.
Die gleichzeitig gemessenen Anionen wurden zu einer befriedigenden Ionenbilanzierung mit
den über die Schwermetalle hinaus analysierten Kationen verwendet. Der elementare
Kohlenstoff (EC) wurde im Verbrennungsverfahren (mit nachfolgender CO2-Bestimmung)
quantifiziert und hier mit angegeben. Der relativ hohe EC-Gehalt wird auf Dieselfahrzeuge
(45 % Dieselfahrzeuge in Portugal) zurückgeführt. Ni, V und EC werden weiterhin auch der
Ölverbrennung allgemein zugeordnet.
Van Daalen (1991) unternahm in Südholland innerhalb verschiedenster Zeiten (August 1984)
- März 1988) Meßkampagnen, um die Schwermetallbelastung in einem hochindustrialisierten
Bereich (Amsterdam - Den Haag - Utrecht - Rotterdam) festzustellen. Dazu kamen
umschaltbare High-volume-Sammler zum Einsatz. Mittels eines Sierra-Impaktors wurden auch
größenaufgelöste Teilchenfraktionen erhalten und deren Schwermetallgehalt ermittelt. Die
Ergebnisse der Elementkonzentrationen können, eingeteilt in industrienah und normalbelastet,
wie folgt genannt werden (der Gesamtstaubgehalt wurde nicht angegeben):
11
Elementkonzentration [ng/m3]
(Einzelwerte)
Industrienah
Normal belastet
As
4.9; 1.7
5.1; 1.3; 1.1
Cd
4-8; 1.9; 0.8
2.0; 1.1; 0.3
Co
3.8; 2.3
1.9; 0.5; 0.3
Cr
2.9; 14
2.6; 3.6; 1.7
Cu
9-23; 23; 5
3.7; 4.3
Ni
11-20; 15; 9.1
12; 4; 4.6
Pb
75-200; 167; 116
178; 36; 38
Zn
172; 64
200; 34; 18
Element
Tab. 6:
Mittlere Schwennetallaerosolbelastungen (1984-1988) an industrienahen und normal
exponierten Standorten der Niederlande.
Die größenausgewerteten Proben ergaben, daß Zn, Pb und Cu immer zu über 2/3 der Masse
kleiner 1 um Teilchendurchmesser angereichert waren. Cadmium wird als zunehmend ernstes
Problem, auch für die Trinkwasserversorgung (es wurde parallel auch die trockene und nasse
Deposition bestimmt), erachtet.
Yaaqub et al. (1991) charakterisierten durch tägliche Aerosolprobenahmen das Aerosol in
Südengland (ländlicher Bereich) im Zeitraum März 1987 - März 1988. Dazu wurden Highvolume-Sammler verwendet, ein Säureaufschluß vorgenommen und die Analyse mittels
Graphitofen-A AS durchgeführt. Die Ergebnisse:
12
Mittlere Konzentration [ng/m3]
(+/- Standardabweichung)
Element
Pb
34
(+/-31)
Cd
1.1 (+/- 1)
Zn
41
Ni
2.7 (+/- 2.9)
Ruß
104.0 (+/- 71)
(+/- 37)
Tab. 7: Durchschnittliche tägliche Schwermetallaerosolbelastung in Hemsby (England).
Die Anreicherungsfaktoren (bezogen auf Fe) weisen besonders auf anthropogene Einträge
durch Cd [Faktor: 1436 (+/- 2051) !], Zink und Blei hin.
Injuk et al. (1992) bestimmten größenaufgelöst, durch Flugzeugprobenahmen über dem
Südteil der Nordsee gesammelt, den Schwermetallgehalt von Cd, Cu, Pb und Zn. Diverse
Meßkampagnen wurden während der Zeit von September 1988 bis Oktober 1989 unternommen. Gesammelt wurde in Parallelflügen (höhengestaffelt) zwischen Bodenhöhe und 1200
m über dem Meer. Das Gesamtaerosol wurde auf Teflonfiltern gesammelt, einem Säureaufschluß unterzogen und mittels Differential-Pulse-Stripping-Voltammetrie analysiert. Parallel
gezogene Nuclepore-Filter wurden mittels PIXE analysiert. Die größenselektionierende
Probenahme wurde durch einen Berner-Niederdruck-Impaktor vorgenommen.
Die Ergebnisse sind in der Publikation sektorenaufgeteilt wiedergegeben. Zusammengefaßt
über alle Flüge ergaben sich folgende Elementkonzentrationen (+/- einfache Standortabweichung):
Element
Cd
Cu
Pb
Zn
Konzentration [ng/m3]
1.3 (+/- 2.3)
10 (+/- 18)
55 (+/- 44)
67 (+/- 54)
Tab. 8:
Mittlere Schwermetallaerosolkonzentrationen über der südlichen Nordsee in den
Jahren 1988 - 1990 (n = 108).
13
Interessant sind die Messungen knapp oberhalb und unterhalb einer Inversionsschicht:
Unterhalb ist eine Anreicherung um den Faktor 2 bis 3 für alle Elemente im selben Maß
feststellbar.
Cd, Cu und besonders Zn wurden auf Teilchen größer 1 um bevorzugt festgestellt, Cd
allerdings auch auf sehr kleinen Teilchen angereichert vorgefunden. Cd, Cu und Zn werden
stationären Quellen, insbesondere Nichteisenmetall-produzierenden Betrieben, Müllverbrennungsanlagen und Heizkraftwerken zugeschrieben. Die gefundenen Schwermetallwerte
werden denen anderer Gruppen gegenübergestellt und als übereinstimmend empfunden.
In Salamanca, einem spanischen Mittelzentrum, wurde über einen Zeitraum von 4 Jahren
(Mai 1978 - Mai 1982) von Fidalgo et al. (1988) der Schwermetallgehalt im Aerosol
bestimmt. Als Sammelfilter wurde ein Whatman-No. 1 -Filter verwendet. Wie die Autoren
bemerken, ist die Sammeleffizienz allerdings bei Durchmessern unter 0.4 um unterhalb 57%.
Die Elementbestimmung wurde mittels energiedispersiver Röntgenfluoreszenz-Spektroskopie
vorgenommen. Die Güte der Kalibrierung (Aerosolstandardproben ?) bleibt unklar. Trotzdem
sollen die gefundenen Aerosolkonzentrationen wiedergegeben werden:
Element
V
Ni
Cu
Zn
Pb
Gehalt [ng/m3]
10
10
10
70
140
Tab. 9:
Mittelwerte der Schwermetallaerosolbelastung in Westspanien in den
Jahren 1978 - 1982.
Weiterhin werden Anreicherungsfaktoren relativ zu Eisen errechnet. Danach sind Ni, Cu, Zn,
Pb eindeutig anthropogen eingetragen.
Schulz et al. (1988) berichten über die Variabilitäten des Schwermetallgehaltes über der
Nordsee. Leider werden nur Elementverhältnisse mitgeteilt, die aber zu einer Quellenidentifizierung herangezogen werden. Danach fülirt die Verbrennung von Schweröl (auf Schiffen) zur
beobachteten starken Anreicherung von V und Ni im Aerosol.
14
Hietel und Tschiersch (1988) unternahmen im Juli 1988 im Norden Münchens unter
Verwendung eines Berner-Impaktors und PIXE als Nachweistechnik diverse Schwermetallaerosolmessungen. Die Ergebnisse weisen bei stadtnahem frischem Aerosol auf Pb im
Größenbereich unter 0.5 um (- 15 ng Pb/m3) hin; bei gealtertem Aerosol erscheint Blei (~
11 ng Pb/m3) zu Teilchen > 0.5 um verschoben. Dies ist wohl die Folge eines Koagulationsprozesses.
Vereinzelte (80 Proben) Schwermetallmessungen aus dem Stadtgebiet von Mailand (in 20
m Höhe gesammelt), unter Verwendung von PDŒ zur Quantifizierung, nahmen Boni et al.
(1988) vor.
Die Ergebnisse werden auch mit Anreicherungsfaktoren versehen mitgeteilt, getrennt nach
Sommer- und Winterwerten:
Elementgehalt [ug/m3]
(Einzelwerte)
Element
Winter
Anreicherungsfaktor
Sommer
Winter
Sommer
Si
5.06; 3.45
4.54; 4.33
1
1
Ti
0.064; 0.044
0.062; 0.065
1
1
V
0.069; 0.046
0.017; 0.017
21
8
Cr
0.066; 0.048
0.018; 0.025
26
9
Ni
0.024; 0.017
< 0.005; < 0.005
21
nicht bestimmbar
Zn
0.61; 0.44
0.76; 0.73
310
660
Pb
0.82; 0.56
0.53; 0.61
2510
2200
Tab. 10: Durchschnittliche Schwermetallaerosolbelastungen, getrennt nach Sommer und
Winter, von Mailand (Italien) im Zeitraum 1986/87. Ebenfalls angegeben sind die
relativen Anreicherungsfaktoren in Bezug auf Aluminium als Referenzelement.
15
Aluminium diente als Referenz bei der Errechnung der Anreicherungsfaktoren. Die Ergebnisse
sind deutlich. Si und Ti werden nicht anthropogen eingetragen. Ni, Cr und V entstammen
wohl der Schwerölfeuerung, dagegen sind Zn und Pb ständigem anthropogenem Eintrag
unterworfen.
Boni et al. (1988 b) unternahmen weitere Versuche zur Quantifizierung der SchwermetallImmission. In diversen mittleren und größeren Städten Siziliens wurden über jeweils ein Jahr
Aerosolproben auf Nuclepore-Filtern gesammelt und mit PDΠanalysiert. Relativ zu Ti
wurden für Pb, Zn und Cu hohe Anreicherungsfaktoren ermittelt. Die Bandbreite der
Ergebnisse, gemittelt über 13 Standorte:
Elementgehalt [ug/m3]
Element
13 verschiedene Standorte
(ländlicher bis städtischer
Einfluß)
V
Cu
Zn
Pb
0.004
0.002
0.017
0.027
0.062
0.039
0.111
9.28
Tab. 11: Durchschnittliche Schwermetallaerosolbelastungsbereiche von 13 Standorten
Siziliens.
Pakkanen und Hillamo (1988) sammelten vereinzelte, größenaufgelöste (Berner-Impaktor)
Aerosolproben im Februar 1988 im Norden Finnlands. Als Analysentechnik kam nach
Säureaufschluß die Graphitrohr-AAS zum Einsatz. Als Ergebnis wurde z.B. für Blei eine
bimodale Verteilung mit Maxima (massenmäßig) bei 0.1 um und 1 um gefunden. Die PbKonzentration lag bei 12 ng/m3. V besaß eine monomodale Verteilung mit Maximum bei 0.7
um und einer Konzentration von 11 ng/m3.
Maugeri et al. (1990) bestimmten die Schwermetallaerosolgehalte innerhalb und außerhalb
von Mailand. Dazu wurden Nuclepore-Filter als Sammelmedium und PIXE und PIGE als
Quantifizierungstechnik verwendet. Die Ergebnisse mit Anreicherungsfaktoren:
16
Elementgehalt [ug/m3]
(Einzelwerte)
Element
Si
Ti
V
Ni
Zn
Pb
Mailand
8. 6; 7.2
0.12; 0.11
0.40; 0.10
0.10; 0.03
0.86; 1.03
1.16; 1.45
Rovello Porro
9. 8; 18.3
0.25; 0.49
0.11; 0.18
0.09; 0.06
0.95; 2 .29
0.76; 1 .20
Anreicherungs-
0. 06
1.0
14
22
242
1045
faktor
Tab. 12: Mittlere Schwermetallaerosolkonzentration in und um Mailand im Zeitraum 1987 1989 sowie Anreicherungsfaktoren relativ zu Titan.
Für die Großstadt Berlin wurden von Erdmann et al. (1991) innerhalb eines einjährigen Meßprogrammes (Nov. 89 bis Nov. 90) der Feinstaub (< 2.5 um), der Grobstaub (2.5 um < dp <
10 um) und der Gesamtstaub (mittels High-volume-Sammler) bestimmt.
Es wurden nach Aufschluß die Schwermetalle mittels AAS vermessen. Die gemittelten
Konzentrationen aus insgesamt 503 Probenahmen:
Elemen tgehalt
Element
?/m3]
As
Cd
Cu
Ni
Feinstaub: < 2.5 um
0.005
0.007
0.008
0.002
0.061
0.004
0.067
Staub: < 10 um; > 2.5 um
0.001
n.b.
0.006
0.002
0.010
n.b.
n.b.
Pb
V
n.b. A nicht bestimmbar
Tab. 13: Resultate einer einjährigen Meßkampagne (Nov. 1989 - Nov. 1990) in Berlin,
aufgeteilt nach Fein- und Grobstaub.
Arsen wurde der Braunkohleverbrennung zugeordnet. Der mittlere Gesamtstaubgehalt in der
Fraktion < 2.5 um wurde zu 29.7 ug/m3; der Gesamtstaub unterhalb 10 um zu 45.8 ug/m3
im Mittel bestimmt.
17
Zn
Neuere Schwermetallaerosobnessungen aus Portugal teilen Pio et al. (1992) mit. Das Aerosol
wurde dabei einmal auf dem Universitätscampus in Aveiro und in einem Industriebereich
(Estarreja) größenselektioniert (Sierra-Kaskaden-Impaktor) gesammelt. Die Ergebnisse weisen
aus, daß die Schwermetalle im "Fine particle mode" angereichert sind. Ni entstammt dabei
industriellen Aktivitäten.
Eleme ntgehalt ng/m3]
Gesamtstaub
(< 10 um)
[Mg/m3]
Element
Estarreja
(industriell)
Aveiro
(marin)
Zn
Cu
Cd
Pb
Mn
Ni
V
181
879
154
1.7
288
62
334
99
67
52
188
1.1
134
14
6
9
Tab. 14: Schwermetallaerosolmessungen (Dez. 1989 - März 1990) aus Portugal; aufgeteilt
nach marinem und industriellem Einfluß.
Kasahara et al. (1992) bestimmten mittels seriegeschalteter Nuclepore-Filter unterschiedlichen
Kernporendurchmessers und PIXE den Schwermetallgehalt im Aerosol von Wien und Kyoto.
Dargestellt wird nur der Gehalt im Fein- und Grobstaub von Wien aus dem Zeitraum von
Oktober 1989 bis August 1990:
Gesamtmasse
Element
Elemei ltgehalt
V
Ni
Cu
Zn
Pb
Feinstaub (d^ < 1.1 um)
26.9
5.4
4.5
8.4
33
60
Grobstaub (> 1.1 um)
37.7
5.3
6.3
12
17
23
Tab. 15: Durchschnittliche Schwermetallaerosolbelastung in Wien und Kyoto. Zeitraum der
Probenahme in Wien: Okt. 1989 - Aug. 1990
18
Im Vergleich zu Kyoto ist der Bleigehalt in Wien doppelt so hoch. Wesentliche Emissionsfaktoren in Wien sind Ölverbrennung zu Heizzwecken und Müll Verbrennung.
Eine umfassende Bestandsaufnahme und Charakterisierung des anorg. Anteils luftgetragener
Stäube nehmen Iburg et al. (1992) an sieben Standorten in Baden-Württemberg vor. Drei
Stationen lagen im Oberrheingraben, zwei im Hochschwarzwald und zwei weitere in
Industrieregionen. Probenahmezeitraum war November 1987 bis Dezember 1990. Vereinzelt
wurden auch morphologische Untersuchungen an Einzelpartikeln mittels REM vorgenommen.
Die Schwennetalle Pb, Cd und Ni wurden nach Aufschluß mittels Graphitrohr-AAS bestimmt.
Mittlerer Elementgehalt [ng/m3]
Karlsruhe
Freiburg
Mannheim
Pb
111
64
109
Cd
0.88
0.51
Ni
3.3
29.6
Element
Freudenstadt
Kälbelescheuer
Stuttgart
Reutlingen
26
19
111
87
0.81
0.35
0.29
0.68
0.49
1.4
3.3
0.9
1.2
2.2
2
21.0
34.7
18.3
15.8
30.3
30.1
Gesamtstaub
[ug/m3]
Tab. 16: Schwermetallbelastung an ausgewählten Standorten Baden-Württembergs im
Verhältnis zur Gesamtstaubbelastung in den Jahren 1988 - 1990.
Als Quellen werden Hausbrand, verstärkter Abgasausstoß von Heizkraftwerken und
industrielle Prozesse ausgemacht. Häufig wurden Flugascheteilchen entdeckt. Generell wird
in Baden-Württemberg, auch im Vergleich mit anderen Städten, z.B. aus Berlin, eine etwa um
den Faktor 2.5 niedrigere Belastung festgestellt. Ähnliches gilt nach den Verfassern im
Vergleich zu Hamburg, Halle, Görlitz und Radebeul. Die Belastung für den Menschen wird
anhand der gefundenen Mittelwerte als gering abgeschätzt, aber auf die Ungewißheit zu
synergistischen Effekten sowie Kurzzeitbelastungen bei Inversionslagen hingewiesen.
19
Erwähnt werden auch Experimente mit Probenextrakten in zellbiologischen Tests zur in-vitroZytotoxizität, die mit Extrakten aus Mannheim und Stuttgart Zeilwachstumshemmungen feststellen.
Ixfeld und Eilermann (1981, 1982 a und 1982 b) berichten über umfangreiche Messungen zur
Schwennetallbelastung in den Jahren 1978 bis 1980 an diversen Standorten in NordrheinWestfalen. Dabei wurden sowohl in Verdichtungsräumen als auch Stadtgebieten gemessen:
Elementgehalt [ug/m3]
Standorte
Blei
Zink
Cadmium
I 1-Wert
[mg/m3]
Hagen
0.29
0.36
0.004
0.06
Krefeld
0.38
0.61
0.005
0.08
Siegen
0.29
0.91
0.003
0.06
Aachen
0.21
0.40
0.003
0.06
Mönchengladbach
0.34
0.49
0.003
0.08
Münster
0.25
0.41
0.004
0.07
Bielefeld
0.24
0.41
0.003
0.08
Bonn
0.34
0.41
0.003
0.09
Wuppertal
0.34
0.48
0.005
0.08
Tab. 17:
Schwermetallaerosolbelastung (1978-1990) in Nordrhein-Westfalen.
Zehringer et al. (1989) haben an drei Standorten in Basel den Elementgehalt nach
größenklassierender Sammlung (Andersen 2000) in 3 m Höhe, Säureaufschluß und
Graphitrohr-AAS bestimmt. Probenahmezeitraum war das Frühjahr 1987. Es wurden typische
bimodale Verteilungen gefunden, in Quellnähe im Stadtinnern dominierend im unteren
Feinstaubbereich. Die mittleren Konzentrationen waren:
20
Elementgehalt [ng/m3]
(Werte in 1Clammer = Standardab weichung)
St. Johannplatz
(Zentrum)
108
Blei
Schönenbuch
(Stadtrand)
14.8 (+/- 7)
(+/- 73)
Horburg
(Deutsche Seite)
92
(+/- 35)
1.6 .(+/- 1)
0.2
(+/- 0.2)
1.5 (+/- 0.9)
Kupfer
18.7 (+/-8.9)
10.5
(+/- 4.2)
13.2 (+/- 8.5)
Nickel
9.1 (+/- 8.7)
8.4
(+/- 3.3)
11.6 (+/- 12.0)
Chrom
6.7 (+/- 4.1)
5.5
(+/-2.S)
6.2 (+/-5.S)
Cadmium
Zink
179
Kobalt
0.2 +/- 0.1
125
(+/- 40)
0.1
(+/- 54)
(+/-0.1)
245
(+/- 106)
0.2 (+/-0.1)
Tab. 18: Mittelwerte der Schwennetalle im Schwebstaub von diversen Standorten in Basel
(Schweiz) im Frühjahr 1987.
Interessant sind die Befunde der Autoren, daß etwa 50 % des Bleis und nahezu 100 % des
Cadmiums das verwendete Backup-Filter nach dem Lnpaktor (Tiefenfilter aus Glasfaser)
durchschlagen haben.
Müller (1991) berichtet von Innen- und Außenluftmessungen an einer innerstädtischen
Hauptverkehrsstraße im Frankfurter Raum. Gemessen wurde nach Anreicherung auf
Glasfaserfiltern
(nach Aufschluß) mittels Graphitrohr-AAS. Der Autor gibt zugleich
Vergleichswerte der UBA-Meßstation Schauinsland an:
21
Elementgehalt [ng/m3]
Außenluft
Frankfurt
(City)
Frankfurt
(Wohngebiet)
Schauinsland
(ländlich)
61
197
400
160
20
Cadmium
0.47
1.64
2.2
1.2
0.3
Schwebstaub
12.7
40.9
76
46
29
Element
Blei
Innenluft
Tab. 19.: Mittlere Innenraum/Außenluftwerte im Vergleich zu mittleren Konzentrationen in
Frankfurt a. M. und Schauinsland (Schwarzwald).
Der Tagesgang von Blei ist verkehrsgesteuert. Cadmium verhält sich im Tagesgang ähnlich
wie Blei.
Nicholson und Branson (1993) berichten retrospektiv über die Auswirkungen der Bleireduktion im Kfz-Bereich auf den Blei-Aerosolanteil in London und Manchester. Der
Meßzeitraum umfaßt 15 Jahre. Im Zeitraum von März 1988 bis Oktober 1991 geht
deckungsgleich zum Verbrauch an verbleitem Benzin auch der atmosphärische Bleigehalt auf
im Mittel 200 - 300 ng/m3 zurück.
Polnische Verhältnisse werden von Pastuszka et al. (1993) veröffentlich. Standort der
Messungen ist Kattowitz, in 9 m Höhe über Grund. Probenahmezeitraum war das gesamte
Jahr 1989:
22
Elementgehalt [ng/m3]
405 - 770
Blei
Cadmium
1 5 - 54
Nickel
71 - 9 5
Gesamtstaub [ug/m3]
94 - 895
Tab. 20: Belastungsbereiche für Schwermetallaerosole in Kattowitz (Polen) im Jahr 1989.
Die hauptsächliche Emissionsquelle für die drei Elemente soll der Kfz-Verkehr sein.
Cadmiumstäube in der Außenluft stellen nach Böcker und Hansel (1988) ein nicht gelöstes
meßtechnisches Problem dar. Aus Versuchen mit einem Andersen-Impaktor mit nachgeschaltetem Glasfaser-Backup-Filter an Außenluft in Meißen schließen sie, daß Cadmium
zum größten Teil in nichtfiltrierbarer Form vorliegt. Aus den Untersuchungen wird
geschlossen, daß die Schadstoffkonzentrationen verschiedener toxischer Schwermetalle, u.a.
Cadmium, in der Luft höher sind als bisher angenommen.
Die Methode, anhand von Anreicherungsfaktoren relative Aussagen über die Herkunft von
Schwermetallaerosolbestandteilen zu erhalten, nutzt Sen (1988). Er sammelte im Zeitraum von
1975 Aerosole in Izmir (Türkei) und untersuchte deren Schwermetallgehalt mittels
Neutronenaktivierungsanalyse. Die Anreicherungsfaktoren wurden relativ zu AI und V
ermittelt. Die Elemente As, Sb, V, Zn und Se waren eindeutig anthropogenen Ursprungs.
Im Rahmen von Ferntransportuntersuchungen verfolgten Völkening et al. (1988) die
Verteilung anthropogenen Bleis in der Atmosphäre während einer Expedition zur Antarktis.
In dieser Arbeit werden auch Bleikonzentrationswerte aus München und Regensburg mit
130 -800 ng/m3 genannt. Diese fallen bis zum Ekström-Eisshelf auf 0.01 ng/m3 ab.
23
Hutton et al. (1988) untersuchten die nähere Umgebung einer Müllverbrennungsanlage in
London auf Kontamination durch partikelförmiges Cadmium- und Bleiaerosol. Dazu wurden
im Umkreis von 5 km 15 Sammelstationen eingerichtet. Es wurde nicht das Aerosol, sondern
die trockene und nasse Deposition gemessen (Graphitrohr-A AS nach Säureaufschluß). Es
konnten keine Anreicherungen im An- und Abstrombereich festgestellt werden. Auch im
mituntersuchten Pflanzenmaterial wurden keine auffälligen Anreicherungen entdeckt.
Die Bleiimmissionen
im Einflußbereich
des Kraftfahrzeugverkehrs
untersuchte die
Landesanstalt für Immissionsschutz (Pfeffer, 1991) über viele Jahre hinweg im Ruhrgebiet.
Die Bleireduktion (von 0.4 auf 0.15 g Pb/1 Treibstoff) im Jahr 1975 hatte keinen signifikanten
Einfluß auf die Immissionskonzentrationen im Rhein-Ruhr-Gebiet. Speziell an Verkehrsbrennpunkten war nur ein leichter Rückgang feststellbar. Offensichtlich tragen auch andere Quellen
zur Pb-Immission bei, und zusätzlich werden durch grenzüberschreitenden Ferntransport die
erwarteten niedrigen Pb-Immissionen wieder erhöht. Der Jahresmittelwert über alle nicht Kfzexponierten Meßorte beträgt 0.18 ug/m3; dagegen am Kfz-Verkehrsknoten
Düsseldorf-
Mörsenbroich 0.37 ug Pb/m3 im Mittel.
Mittels PIXE wurden 1991 in Budapest und Debrecen (Ungarn) sowie in der Puszta von
Molnar et al. (1993) Aerosole auf ihre Schwermetallgehalte hin untersucht. Die Ergebnisse:
Elementgehalt [ng/m3]
(Klammerwerte = Standardabweichung)
Ni
Zn
Pb
As
Puszta
1.9 (+/- 4.4)
21.8
(+/- 2.9)
3.7
(+/-2.3)
10.4
(+/- 3.4)
Debrecen
4.0
(+/- 1.6)
46.6
(+/- 2.5)
10.0
(+/- 1.3)
82.3
(+/- 1.5)
Budapest
6.1
(+/- 2.4)
136
(+/- 2.9)
21.9
(+/- 1.9)
203
(+/- 1.8)
Tab. 21: Schwermetallaerosolbelastung im zweiten Halbjahr 191 in Ungarn.
24
Die Autoren berechnen weiterhin Anreicherungsfaktoren (relativ zu Aluminium) und erhalten
für Cu, Zn, As, Pb, Co, Ni die Aussage, daß diese nahezu vollständig anthropogenen
Ursprungs sein müssen.
2.2
Definierte Ouellenuntersuchungen
Stechmann und Dannecker (1990) untersuchten im Hamburger Elbtunnel die vorherrschenden Aerosoltypen. Dazu wurden Partikel größenaufgelöst (Berner-Impaktor), als auch
total gesammelt, säureaufgelöst und mit Graphitrohr-AAS bzw. ICP-AES analysiert. Durch
wochentagaufgelöste Sammelzeiten konnte der Einfluß von Lkw und Pkw auf die
Schwermetallzusammensetzung ermittelt werden. Lkw-Verkehr war eindeutig für im Vergleich
zur Grundlast um 5 - 10 % erhöhte Werte für Cr, Fe, Zn, Mn und Ba verantwortlich, ebenso
wurde ein erhöhter Wert für Ti gefunden. Resuspension von trockenem Straßenstaub wird
hier als Quelle vermutet. Pkw-Verkehr determiniert hiernach eindeutig die Bleibelastung in
Straßennähe. Cadmiumbelastungen in Hamburg zeigen keine Abhängigkeit vom Straßenverkehr und werden industriellen Aktivitäten zugeordnet. Chrom und Eisen entstammen dagegen
wieder dem Lkw-Verkehr (Bremsvorgänge ?). Blei-, Cu- und Sb-Gehalte korrelierten schlecht
mit der Frequenz an benzingetriebenen Fahrzeugen.
Schröder et al. (1991) konnten während einer vierwöchigen Meßkampagne bei der UBAReinluft-Station
Schauinsland
den Einfluß
eines plötzlichen
Saharastaubeinbruchs
mitverfolgen. Die übliche Hintergrundbelastung an Titan stieg plötzlich auf Spitzenwerte von
400 ng Ti pro m3 an.
Untersuchungen von Reiter und Pötzl (1985) zum Entstehen von Schwennetallaerosolen beim
Erschmelzen von Eisen aus Schrott, beim Spritz- und Tauchverzinken von Rohren, bei der
Herstellung von Aluminium auf elektrolytischem Wege und aus Schrott beweisen die
vorzugsweise Anreicherung im Feinstaubaerosol (dp < 0.4 um). Als Meßverfahren wurden
dazu
die
Inverspolarographie
und
Röntgenfluoreszenzspektrometrie
eingesetzt.
Die
Kalibrierung wurde mit künstlichem Schwermetallaerosol belegten Filtern vorgenommen, die
parallel ebenfalls mittels Inverspolarographie validiert worden waren. Alle Prozesse emittierten
25
ein feindisperses Kondensationsaerosol, das in hoher Reinheit die Metalle Pb, Zn und Cu
enthielt.
Die Anwendung der Faktorenanalyse zur Charakterisierung staubförmiger Schwermetallemissionen in Ostdeutschland demonstrieren Einax und Danzer (1989). Sie identifizierten
folgende Einflußfaktoren: Aufgewirbeltes geogenes Material und Sekundärstaub (mit den
Elementen Si, Mg, Pb, Ti, Mn und Eisen); industrielle und kommunale Heizungsanlagen und
Dampferzeuger (AI, V, Ti, Ni); industrielle Emissionen der Metallurgie und Metallverarbeitung (Cu, Mn, Cr, Sn, Mo, Mg) und ubiquitäre Elemente (Zn, Ni, Ti) während der
Heizperiode. In der heizungsfreien Zeit sind dies:
Aufgewirbeltes geogenes Material und Sekundärstaub (Mn, Si, AI, Fe, Pb und Ti); Emissionen
der Schwarzmetallurgie (Cr, V, Ti, B, Mo, Ni, Fe und Mg) sowie Emissionen der
Buntmetallverarbeitung (Mg, Zn, Sn, Mo und Cu).
Interessant ist die Bestimmung der Platinemission aus einem 3-Wege-Katalysator an einem
benzinbetriebenen Motor (König et al., 1992). Maximal wurden Emissionskonzentrationen bis
zu 40 ng/m3 festgestellt. Die Teilchendurchmesser liegen im Mittel bei 5.6 um (+/- 1.5 um).
Unbekannt ist die Platinspezies bzw. Oxidationsstufe.
2.3
Morphologische Untersuchungen
Gälli et al. (1990) untersuchten auch mittels REM/EDX Einzelteilchen aus Bern und von
einem benachbarten Berg (1550 m NN). Unter Verwendung einer Clusteranalyse wurden
folgende Klassen identifiziert: Bodenerosion, Sulfate, Automobilabgas, "Sea spray" und
"diverse Emissionen". Teilchen unter 1.7 um und Pb/S- sowie Pb/Halogenid-enthaltende
entstammen dem Kfz-Verkehr. Ni gehörte zu Ölfeuerungen. Zn wurde ebenfalls Verbrennungsprozessen zugeordnet.
Röntgenbeugung zur Identifizierung kristalliner Phasen wurde in den letzten Jahren in Europa
nicht mehr eingesetzt. Sturges et al. (1989) identifizierten in Kanada und England die Phase
26
PbSO4 • (NH4)2SO4, wahrscheinlich gealtertes Aerosol. Sie berichten auch über die
Identifizierung von ZnSO4 • (NH4)2SO4 • 6 H2O. Eine Quantifizierung wurde ansatzweise
vorgenommen. Die Korrelation zur parallel durchgeführten ICP/AES-Analyse war allerdings
dürftig.
Van Borm et al. (1989) untersuchten in Antwerpen rund 8000 Einzelteilchen mittels
Mikrosonde (EPMA) und PDŒ. Es konnten sechs Klassen eingeteilt werden: Bodenerosion,
Automobilabgas, Sulfate, Seesalzteilchen, biologische Teilchen und verschiedenartige
anthropogene Teilchen. Sie beschreiben als prinzipielle erste Quelle für Blei den Autoverkehr.
Bleihalogenide werden danach allmählich in Bleisulfate konvertiert. Erdkrustenteilchen
entstammen den Tonmineralen Kaolinit, Montmorillonit, Feldspat und Quarz. Diese können
durchaus erhebliche Teilchenzahlen unter 2 um erreichen. Flugascheteilchen konnten davon
nicht diskriminiert werden. Ni und V werden der Ölfeuerung zugeschrieben; Zn und auch
partiell Pb stammen aus anderen Verbrennungen.
Bürki et al. (1989) untersuchten 1986 mittels Einzelteilchen-Analysen verschiedene
Emissionstypen in der Zentralschweiz. Dabei wurden gezielt typische Nahemissionsquellen
aufgesucht und Aerosole gesammelt. So wurden ein Verkehrsaerosol im Gotthard-Tunnel, ein
Schweröl-Verbrennungsaerosol aus einer Großfeuerungsanlage, typische Staubproben an 6
Stellen im Kanton Bern und schließlich Partikelmaterial aus 3 Hausfeuerungsanlagen
gewonnen. Die Proben aus der Bodenerosion wurden mit einem über den Boden gehaltenen
Berner-Impaktor "gesammelt". Die Schwermetallgehalte wurden nach Aufschluß mit der
Graphitrohr-AAS bestimmt. Die morphologische Struktur wurde mittels REM/EDX untersucht.
Arsen wurde besonders in der Schwerölverbrennungsfraktion angereichert. Die Teilchen sind
kleiner 0.7 um. Blei entstammt eindeutig der Verkehrsaerosolfraktion mit 2 Maxima bei 0.18
um und 2.8 - 5.7 um. Blei im Schwerölfeuerungsaerosol ist dagegen entweder < 1.4 um oder
größer 5.7 um. Zn aus dem Verkehrsaerosol war mit Rostteilchen vergesellschaftet (dp : 0.7 5.7 um). Sie scheinen von verzinkten Rohren (Auspuffanlage) zu stammen.
50 000 Einzelteilchen wurden mittels Elektronen-Mikrosonde von Rojas und van Grieken
(1992) untersucht. Diese stammen aus einer Flugkampagne im Jahr 1988/89, die in
verschiedenen Höhen über der südlichen Bucht der Nordsee durchgeführt worden war. Es
27
wurde wiederum eine Clusteranalyse zur Sortierung der unterschiedlichen Herkunft der
Teilchen vorgenommen. Innerhalb der 15 Clusterklassen stachen hervor: Teilchen mit einem
mittleren Durchmesser von 0.6 um und sehr eisenreich (Flugasche aus Metallschmelzen); NaCl-Pb-Teilchen (mittl. Durchmesser etwa 0.8 um, vermutlich aus der Koagulation von
Verkehrsabgasen mit Seesalzaerosol); S-V-Ni-Teilchen (0.5 um im Mittel groß) aus
Verbrennungen; Zn-haltige Partikel aus Müllverbrennungen und Pb-Br-Cl ausschließlich aus
dem Kfz-Verkehr.
Bacci et al. (1988) untersuchten morphologische Eigenschaften von Aerosolen aus
verschiedenen Verbrennungsanlagen
(industriell und Hausfeuerung).
Neben den
Anreicherungen von V und S in den Einzelteilchen ist die unterschiedliche Struktur der
Teilchen, je nach Destillationsgrad des verwendeten Öls, bemerkenswert. Je besser destilliert,
desto "glatter" ist die resultierende Oberfläche der entstehenden Flugaschen.
Rojas et al. (1989) unternahmen weitere Sammelkampagnen per Flugzeug über der südlichen
Nordsee. Die auf Nuclepore gesammelten Teilchen wurden mittels Elektronen-Mikrosonde
auf ihre Zusammensetzung hin überprüft und einer Clusteranalyse unterworfen. Bleihaltige
Teilchen wurden auch in höheren Luftmassen gefunden.
Elektronenverlustenergie-Spektroskopie (EELS) wurde von Xhoffer et al. (1989) zur Studie
der Teilchenmorphologie herangezogen. Besonders Fasern konnten in ihrer Oberflächenzusammensetzung charakterisiert werden. Es wurden nur ausgewählte Sonderproben analysiert.
Berry et al. (1980) setzten zur Einzelteilchenidentifizierung bevorzugt eine Kombination aus
Mikroanalyse und Mikroelektronenbeugung ein. Damit untersuchten sie Einzelteilchen aus
ganz Paris, mit einem Teilchendurchmesser kleiner 0.5 um. Anhand der Beugungsbilder
konnten folgende Phasen identifiziert werden:
- Quarz
- Calciumsulfat
- Bleisalze
- Analcit
- Calciumoxid
- Eisenoxide
- Ulke und Mica
- Calcit
- Magnesiumoxide
- Eisencarbide
- Eisencarbide.
28
Bruynseels et al. (1988) unternahmen während diverser Nordseekampagnen Versuche zur
Einzelteilchen-Charakterisierung mittels Elektronenstrahl-Mikrosonde und Laser-Mikrosondenmassenspektrometrie (LAMMA). Ln Dezember 1984 gezogene Aerosolproben enthielten an
Schwermetallen bis zu 200 ng Zn und Pb pro m3. Kohlenstoff- und schwefelreiche Teilchen
waren an der Oberfläche mit Benzo[a]pyren bis Circumtetracen (m/e • 594 als Mutterion)
bedeckt. Besonders Flugascheteilchen sind mit dieser Technik auf angelagerte org.
Oberflächenfihne qualitativ analysierbar.
Foner und Ganor (1992) untersuchten das atmosphärische Aerosol von Tel Aviv und Arad
mittels mineralogischer Identifizierungsverfahren.
Dazu wurde neben ICP-AES zur
Elementquantifizierung besonders die Röntgenbeugung eingesetzt. Die SchwermetallKonzentrationen in Tel Aviv bewegten sich 1984 danach für V, Pb bis zu 1 ug/m 3 , für Ni
bis 0.1 ug/m 3 und Cu bis zu 0.6 ug/m 3 . In Arad waren die Konzentrationen 10-fach
niedriger. Die mineralogische Zusammensetzung ergab die Anwesenheit hauptsächlich von
Gips, Quarz, Kochsalz und Calcit. Gips entstammt offenbar der Negev-Wüste. Die hohen
Schwermetallkonzentrationen (Pb) wurden dem Kfz-Verkehr zugesprochen, V und Ni der
S chwerölfeuerung.
Bloch et al. (1980) versuchten ebenfalls Quellen anhand von TEM- und SAED-Messungen
zu identifizieren. Auf Formvar-bedeckte Mikroskopie-Cu-Gitter wurde das Aerosol impaktiert.
Vorzugsweise wurde ein Battelle-Kaskaden-Impaktor zur Sammlung eingesetzt. Die
Sammelperiode war 1979 außerhalb Antwerpens auf dem Campus der Universität und in
einem Verkehrstunnel unter der Scheide. Es wurden zahlreiche Titan-enthaltende Flugascheteilchen sowie Goethit (als Folge von Metallkorrosion) entdeckt. Die Tunnelproben enthielten
Teilchen mit PbBrxCL.
Insgesamt zeigen die ausgewerteten Literaturstellen, daß ein direkter Einfluß des Verkehrs auf
die Schwermetallaerosolgehalte nur teilweise gegeben ist.
Die Durchführung von Bleigehaltsreduktionen im Treibstoff hat zwar zu einem signifikanten
Rückgang der Bleibelastung im Bundesgebiet geführt (siehe Abb. 1: Pfeffer, 1991). In
England (siehe Abb. 2: Nicholson und Branson, 1993) ist dies ebenfalls feststellbar, allerdings
29
verbleibt ein Restsockel an Blei von etwa 200 - 300 ng/m3. Daraus ist generell zu schließen,
daß einseitige, auf bestimmte Länder bezogene Maßnahmen nur zu einem gewissen Maß
greifen, da durch grenzüberschreitenden Schadstofftransport die Konzentrationssenke BRD
wieder aufgefüllt wird. Dies ist wegen der geringen Teilchengröße des emittierten Aerosols
und der damit verbundenen Aufenthaltszeit in der Atmosphäre unvermeidlich. Auch ist
ersichtlich, daß insbesonders im osteuropäischen Raum die Industrie zur Hauptquelle für die
Partikelimmission gezählt werden muß.
30
Abb. 1:
Auswirkungen der Bleireduktion im Treibstoff im Bundesgebiet auf die BleiImmissionen im Rhein-Ruhr-Gebiet in den Jahren 1975 - 1989
31
>
f
to
CO
|
oo
33
c
-30
Bleiverbrauch
Bleikonzentration in Luft (Brent)
Bleikonzentration in Luft (Manchester)
1200-T
o
O
VO
5
O
>
3
on
n
i
5
ce
to
MO
1
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I
a
3
200-^
I
Dez. 82
I
a.
Dez. 83
Dez. 84
Dez. 85
Dez. 86
Dez. 87
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Dez. 89
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3. Faserige Stäube in der Außenluft
Ein erhebliches Gefahrdungspotential geht von faserigen Stäuben aus. Neuerdings stehen
auch Stehiwolle- bzw. Glaswolle-Fasern im Verdacht, gesundheitsschädigend zu sein.
Messungen zur Freisetzung von Mineralfasern dieser Art wurden von Jaffrey (1990 a + b)
vorgenommen. Speziell bei der Hausisolation mit solchen Fasermatten kann es vorübergehend zu Faserkonzentrationen bis zu 0.2 pro cm3 kommen. Bei der persönlichen
Beschäftigung mit solchen Matten werden Faserzahlen bis zu 1 pro cm3 erreicht. Die
Analysen wurden mit dem TEM durchgeführt, vereinzelt auch mit dem Phasenkontrastmikroskop.
Höhr (1985) unternahm an vier Stationen des Ruhrgebietes in den Jahren 1981 und 1982
lufthygienische Messungen auf Faserbelastung in der Außenluft vor. Dazu verwendete sie die
Transmissionselektronenmikroskopie und die Elektronenfeinbereichsbeugung (SAED). Die
Fasern konnten in folgende Gruppen unterteilt werden: Asbeste, getrennt nach Chrysotil,
Krokydolith, Amosit, Aktinolith und Tremolit, nicht textile Quarz- und Glasfasern,
Aluminiumfasern,
Eisen- und Rutilfasern sowie faserförmiger
Schwefel. Die nicht
zuordenbaren Fasern wurden zu "übrigen Mineralfasern" zusammengefaßt.
Zunächst waren an den Wochenenden und übrigen Tagen keine signifikanten Belastungsunterschiede feststellbar. Die Werte für die Meßperioden sahen wie folgt aus:
41
Fasern pro m3
(Werte in Klammern •1 Standardabweichung)
Ort
Chrysotil
Amphibole
Glas
Duisburg
2200 (+/- 1300)
1900 (+/- 1230)
500 (-••/-
Dortmund
2600 (+/- 1220)
1880 (+/- 1100)
Düsseldorf
1400 (+/- 1800)
Krahm
540 (+/- 660)
Quarz
Aluminium
820 (+/ -900)
6500 (+/- 8840)
1700 ( +/- 1100)
920 (+/ -790)
7900 (+/- 8000)
1340 (+/- 1200)
400 (•i-/- 630)
150 (+/ -230)
5700 (+/- 5900)
670(+/- 880)
40 0 /- 110)
390 (+/ -690)
1100 (+/- 1500)
700)
(Berg.Land)
Fasern pro m3
(Werte in Klammemi = Standardabweichung)
Ort
Rutil
Eisen
Duisburg
390 (+ 1- 640)
540 ( +/- 930)
Dortmund
215 (+ 1- 850)
850 ( +/- 870)
Düsseldorf
570 (+ 1- 1000)
510 ( +/- 1200)
-
Krahm
Schwefel
Übrige
2900 (+/- 6800)
24800 (+/- 15200)
130 ( +/- 260)
70 (+/- 300)
-
19400 (+/- 5900)
17100 (+/- 14500)
9500 (+/- 5200)
(Bergisches Land)
Tab. 22: Konzentrationen der faserfönnigen Teilchen (Median und arithmetisches Mittel) pro
m3 Außenluft in Großstädten und ländlichem Bereich (Krahm).
Nur ~ 17 % der Fasern waren länger als 2.5 um. 50 % aller Fasern waren dünner als 0.1 um.
Gegenwärtig werden Fasern mit Längen < 200 um und Durchmessern < 3 um als
lungengängig angesehen. Nach Pott (1976) haben Fasern mit Längen > 20 um und
Durchmessern zwischen 0.1 und 0.3 um in Tierversuchen die höchste kanzerogene Potenz.
Spurny (1994) faßt diese und andere Befunde zusammen.
42
Riediger (1984) wendete die Phasenkontrastmikroskopie mit Erfolg zur morphologischen
Bestimmung von Fasern bei den unterschiedlichsten industriellen Arbeitsplätzen an.
Allerdings konnten mit dieser Technik nur Bruchteile der mit REM erkennbaren Teilchen
erkannt werden.
Spurny et al. (1978) fanden mittels REM-Einzelteilchenanalyse und Probenahme auf
Kernporenfilter bis zu 104 Fasern/m3 im Sauerland und in der Stadt Münster. Die Zahl der
krebserzeugenden Fasern (Asbest, Glas) lagen im Bereich um 100 pro m3.
Paoletti et al. (1987) untersuchten normal belastete Stadteinwohner in Rom, die nie in ihrem
Arbeitsleben faserigen Stäuben ausgesetzt waren, auf den Mineralfasergehalt im Lungengewebe (nach deren Tod). In allen Fällen wurden Muscovit, Kaolinit, Talk und Quarz entdeckt. In
2/3 der Fälle waren Tremolit, Krokydolith, Chlorit und Vermiculit beteiligt.
Immissionsmessungen von faserigen Stäuben in der Bundesrepublik Deutschland, und zwar
in der Nähe von Deponien, in denen freilagernde asbesthaltige Sanierungsabfälle aus
Abbruchen untergebracht waren, publizierten Marfels et al. (1988). Es wurden Faserkonzentrationen bis zu 100 und 3000 Fasern pro m3 (kurze Fasern mit der Länge < 2.5 bis 5 um)
gefunden. Die Autoren stellen fest, daß, da die aus einer Deponie emittierten Asbestfasern die
Basiskonzentration erhöhen - in Reinluftgebieten liegt diese im Bereich unter 100 Fasern/m3 nicht auszuschließen ist, daß damit auch das Krebsrisiko für die Allgemeinheit anwächst.
Spurny et al. (1989) versuchten mit der gleichen Technik den Backgroundanteil faseriger
Aerosole durch Messungen auf der Zugspitze festzustellen. Die Faseridentifizierung erfolgte
durch Anwendung folgender drei Methoden: Bestimmung der elementaren Zusammensetzung
von Einzelfasern (EDX), Elektronenmikrobeugung an Einzelfasern (SAED) und Identifizierung der morphologischen Gestaltung der Einzelfasern. Fast alle gemessenen Fasern waren
kürzer als 1 um und dünner als 0.1 um. In den meisten Fällen handelte es sich um
Chrysotilfibrillen. Die mittlere Gesamtasbestfaserkonzentration war 1040 (+/- 775) F/m3; die
mittlere Gesamtmineralfaserdichte 11710 (+/- 3700) F/m3.
43
Inzwischen ist die Unsicherheit bezüglich künstlicher Mineralfasern gewachsen, da die
Empfehlung der MAK-Kommission vorliegt, diese in die neugeschaffene Gruppe "als ob A
2" bzw. "A 2" der krebserzeugenden Stoffe der MAK-Wert-Liste zuzuordnen. Der TÜV
Südwest legte nunmehr anläßlich eines Kongresses (3. Intern. Asbest- und KMF-Kongreß)
Ergebnisse einer Bewertungsstudie offen. Beim Neueinsatz von KMF-Produkten im Hochbau
sollte auf deren Verwendung in Zukunft verzichtet werden (Chem.-Ing.-Tech., 1994).
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Aerosols. Analyst. 119, 41-51
45
4. Organische, toxikologisch relevante Immissionsbelastung
Neben der anorganischen Belastung durch Schwermetallaerosole und Fasern zählen die
organischen partikulären Luftinhaltsstoffe
zu den zu berücksichtigenden Immissions-
belastungen.
Dabei sind es gemäß allgemein akzeptierten toxikologischen Bewertungsmaßstäben folgende
Substanzklassen:
- Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe und damit untrennbar verbunden elementarer
Ruß,
- Dioxine und Dibenzofurane
sowie
- Nitrosamine,
denen ein kanzerogenes bzw. mutagenes Potential zugeschrieben werden kann.
Für die Heranziehung von Beurteilungskriterien erscheint unter dem Licht der Interaktion
Lunge/Partikel nicht nur die chemische Zusammensetzung eines Teilchens insgesamt von
Bedeutung, sondern insbesondere die Tatsache, ob eine Substanz oberflächenangelagert oder
eingebaut langanhaltend mit dem Enzym- und/oder Immunsystem in Wechselwirkung stehen
kann. Daher ist die chemische Zusammensetzung von Partikeloberflächen in künftige
Überlegungen stärker einzubeziehen, als es durch die simple Betrachtung des Durchschnittsgehaltes eines atembaren Staubes gemäß Auslegung TA Luft oder MAK-Werte etc. der Fall
ist. Daher soll im Folgenden, soweit dies aus der Literatur möglich ist, auch dieser Aspekt
gewürdigt werden.
4.1
Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAH's)
Capel et al. (1991) berichten über Messungen zu angelagerten PAH's an nassen Aerosolen,
insbesondere Nebelaerosolen. Als Meßort wird der nähere Stadtbereich in und um Zürich
herangezogen. Die Messungen fanden im Jahr 1986 statt. Es handelte sich dabei um die erste
umfassende Untersuchung zur Anreicherung speziell hydrophober organischer Luftbestandteile
an Tröpfchenaerosolen. Die gemessenen Konzentrationen:
46
Nebel [ng/m3]
Luft [ng/m3]
n-Alkane
2 -22
10 - 100
Totale PAH-Menge
1.2 - 12
10 - 250
Totale PCB-Menge
1.4 - 4.4
-
PCDD's / PCDF's
6 - 60 • 105
40
Phenol
2-Nitrophenol
350
Tab. 23: Konzentrationsbereiche organischer Stoffgruppen im nassen Aerosol und der Luft
in Zürich im Herbst 1986.
Neben PAH's sind also durchaus vielfältige organische Schadstoffe nicht nur in der
Atmosphäre als Partikel vorhanden, sondern auch direkt am Nebeltropfen angelagert.
Tan et al. (1992) untersuchten gezielt die Bildung von PAH's bei der Verbrennung von
Tannenholz und Torf. Damit sollte erkundet werden, ob bei Schwelbrand mit hohen PAHKonzentrationen zu rechnen ist. Dies ist der Fall, da ohne katalytische Nachreinigung (wie
dies in der BRD ja der Fall ist), das gesammelte Aerosol bis zu 20 mg PAH pro g
Partikelmasse enthielt. Erst ein an den Holzofen angeflanschter Katalysator reduzierte den
PAH-Anteil auf 1.5 ug pro g Partikelmasse.
Hawthorne et al. (1992) zeigen in einer Meßkampagne zwischen November 1988 und Februar
1989 den Einfluß der Holzfeuerung auf die Zusammensetzung des org. Anteils im Aerosol
(< 10 um) auf. Obwohl hier mit Salt Lake City und Minneapolis zwei amerikanische Städte
herangezogen wurden und daher die Ergebnisse nicht ohne weiteres übertragbar sind,
verblüffen diese:
47
Gehalt [ng/m3]
Phenole (incl. Kresole)
9-Fluorenon
Dibenzofuran
PAH 's
Wohngebiet
(Minneapolis)
664 •- 2410
3.7-11
1 3 •• 3 1
104 - 206
Stadtgebiet
(Minneapolis)
384 •695
2.0 - 5.3
6.5 - 16
6 6 - 139
Außenbereich
(Minneapolis)
430- • 728
7.1 - 9.9
10 -• 16
97 - 182
Tab. 24: Organische Schadstoffaerosolkonzentrationen aus Holzfeuerungen in den USA.
Die Gehalte an Phenolen und methylierten Phenolen dominierten eindeutig über die der
PAH's und CI4-C26-Alkanen und werden der Holzfeuerung zugeschrieben.
Die Bildung nitrierter PAH's während der Aufenthaltszeit in der Atmosphäre gehört
ebenfalls zu den viel diskutierten, aber bislang toxikologisch wenig beachteten Tatsachen.
Kamens et al. (1990) untersuchten in Modellstudien die Reaktion von N2O5 mit Dieselabgas
bzw. Abgas einer Holzfeuerung. Die Autoren schließen aus den niedrigen Geschwindigkeitskonstanten und der niedrigen N205-Konzentration in der Atmosphäre auf eine geringe
Bedeutung dieser Spezies.
Die Beiträge diverser Quellen im urbanen Bereich für die PAH-Belastung untersuchten
Pistikopoulos et al. (1990) in Paris während des Zeitraumes von 1986 bis 1987. Gemessen
wurde auf der Spitze eines 55 m hohen Turmes, so daß die Beiträge kaum von unmittelbar
gelegenen, lokalen Quellen dominiert wurden. Als typische Quellen wurden direkt zum
Vergleich beprobt: Benzin-betriebene Kfz, Dieseltreibstoff-Kfz und Hausheizungen. Die PAHKonzentrationen wurden nach Extraktion der Filter mittels HPLC bestimmt. Die Ergebnisse
einer gewichteten Quellenberechnung unter Berücksichtigung des PAH-Profils ergab folgende
Aufteilung der PAH-Emissionen:
48
- Die höchsten PAH-Mengen werden Benzin-betriebenen Kfz mit 42 % im Winter und bis
zu 72 % im Sommer zugerechnet.
- Diesel-Kfz haben eine gleichmäßigere PAH-Abgabe von 25 % im Sommer bis 40 % im
Winter.
- Naturgemäß ist der Anteil der Hausheizung im Sommer nahe Null und steigt im Winter
auf etwa 30 %. Dies wird auch durch Korrelationen zwischen PAH-Konzentrationen und
Außentemperatur erhärtet.
Inwieweit PAH's einem Ferntransport unterliegen, untersuchten Masclet et al. (1988) anhand
der Gas/Partikel-Verteilung auf Korsika. Die Meßstation war frei von jeglicher anthropogener
Beeinflussung. Über Sektorenzuordnungen und Trajektorienanalysen konnten 14 Episoden
eingeteilt werden. Dabei enthielten Luftmassen aus Deutschland, Großbritannien und
Frankreich Gesamt-PAH-Konzentrationen bis zu 5 ng/m3. Südwestwinde aus Spanien oder
Afrika waren im oberen Pikogramm-pro-Kubikmeter-Bereich.
Den Anteil an PAH's, der von Benzinmotoren emittiert wird und dann partikelgebunden in
der Atmosphäre verbleibt, untersuchten Westerholm et al. (1988). Ab Pyren (in der
Ringgröße) muß mit über 50 %igen Anteilen in der Partikelphase gerechnet werden. Weitere
Quantifizierungen wurden nicht vorgenommen.
Lyall et al. (1988) untersuchten ebenfalls den Anteil diverser Quellen an der PAHImmission. Bemerkenswert war an diesem Standort (Latrobe Valley, Australien), daß im
Sommer generell niedrige PAH-Werte, dagegen im Winter hohe PAH-Werte gefunden
wurden. Anhand der Coronen/BaP-Verteilung schließen die Autoren auf starken Hausbrandund Industrieeinfluß im Vergleich zu diversen zitierten europäischen und amerikanischen
Studien.
Eine Quellenuntersuchung für PAH's in Dänemark (Nielsen, 1988) ergab für den ländlichen
Standort Risö die nahegelegene Stadt Roskilde. Eine weitergehende Spezifizierung ist nicht
wiedergegeben. Die guten Korrelationen zwischen Summe Benzofluoranthen, Benzo[e]pyren
49
und Indenopyren mit dem ebenfalls gemessenen Bleigehalt deutet auf starken Kfz-Einfluß hin.
Pacyna und Oehme (1988) verfolgten die Quellen für den PAH-Long-range-Transport
anhand von Fluoranthen. Dabei wurden Stationen in der nördlichen Nordsee nahe der Arktis
beprobt. Die Gehalte an Fluoranthen waren im unteren Pikogrammbereich und können als
Backgroundwerte betrachtet werden. Vereinzelt, bei Luftmassen aus der Sowjetunion, wurden
hundertfach höhere Konzentrationen beobachtet.
Li und Kamens (1993) verwendeten die PAH-Profile in North Carolina (USA), um
zwischen Holzfeuerung, Benzinmotoren und Dieselmotoren als PAH-Quelle zu unterscheiden.
Dabei wurden 26 Situationen unter Verwendung zweier Rezeptor-Modelle auf die Anteile
unterschiedlicher Quellen analysiert. Benzinbetriebene Motoren zeigen ein stark variierendes
Profil. Das Dieselmotoren-Profil ist dagegen relativ konstant.
Die Verknüpfung von Ruß- und PAH-Immission demonstriert eine Long-range-Transportstudie (nach Schweden), die von Dezember 1987 bis März 1988 von Brorström-Lunden und
Lövblad (1991) durchgeführt wurde.
Aceves und Grimait (1993 a und b) berichten über die PAH-Situation im Aerosol von
Barcelona. Dazu verwendeten sie Daten aus regelmäßigen Messungen seit 1985. Dabei wurde
zwischen Grob- und Feinstaub-Fraktionen unterschieden. Insgesamt konnten die Autoren 186
Spurenbestandteile anhand der GC/MS-Daten identifizieren. Bemerkenswert ist der Anteil von
1.8 ug/m3 an nicht identifizierbaren aromatischen Kohlenwasserstoffen in der Feinfraktion
unter 0.5 um, gegenüber 160 ng/m3 an Alkanen und 220 ng/m3 an PAH's, die bestimmt
werden konnten.
50
Winter-Aerosol
Sommer-Aerosol
[ng/m3]
PAH
Grob
Fein
Grob
Fein
Phenanthren
0.24
2.6
0.028
0.11
Anthracen
0.02
0.96
n.d.
n.d.
Fluoranthen
0.89
10
0.036
0.57
1.1
15
0,043
0.83
Benzo[ghi] fluoranthen
0.13
12
n.d.
1.2
Benzo[e]pyren
0.08
19
n.d.
1.7
Benzo[a]pyren
0.09
22
n.d.
0.76
Indenopyren
0.11
24
0.018
1.5
Total-PAH-Gehalt
4.1
220
0.18
16
Pyren
Tab. 25: Mittlere PAH-Aerosolbelastung getrennt nach Sommer/Winter und Grob- und
Feinstaubfraktion in Barcelona in den Jahren 1985-1992.
Weiterhin auffällig ist der Befund, daß der PAH-Gehalt der Atmosphäre (partikelgebunden) im Winter rund 14 mal höher ist als im Sommer. Dies ist auch in Übereinstimmung mit
Studien anderer Autoren. Weiterhin ist der PAH-Gehalt in der Fein-Fraktion (dp < 0.5 (im)
ca. 50 mal höher als in der Grobstaub-Fraktion (dp < 7.2 um).
Abgas-Emissionen Benzin-betriebener Kfz werden von Westerholm et al. (1992) mitgeteilt.
Dabei werden neben PAH's (< 3 fig km 1 ) allein - 0.5 fig 1-Nitropyren pro km emittiert.
Ein überaus wichtiger Punkt ist die Ennittlung des an Aerosolen adsorbierten Anteils an
PAH's, da die Metabolisierung eine Ablösung voraussetzt. Ein hervorragendes Beispiel zeigt
eine Studie (Paschke et al., 1992) mit superkritischen Fluiden als extraktivem Medium an
NIST-zertifiziertem Partikelmaterial SRM 1650. Die Extraktion von mit direkt mutagen
wirkendem 1-Nitropyren gespikten Stäuben mit verschiedenen Modifierzusätzen ergab z.B.
51
mit
CHCIFJ/COJ
Wiederfïndungsraten von 120 % des Erwartungswertes. Autobus-
Abgasaerosol enthielt (bei Anwendung dieser Extraktionsprozedur) bis zu 600 ug/g an 1Nitropyren. Generell erscheint die Aussage, daß allein der Rußkern für eine mutagene bzw.
kanzerogene Auswirkung in Tumorinitiierungstests verantwortlich sei, als diskutierbar,
da mit den üblichen Extraktionsverfahren angelagerte Kohlenwasserstoffe nämlich nicht zu
desorbieren und somit zu quantifizieren sind. Eine Verbrennung, ob motorisch, aus einer
Feuerung oder der Flammruß-Produktion, produziert prinzipiell ein Rußaerosol mit
angelagerten PAH's, nur sind diese auf Grund der hohen spezifischen Oberfläche (bis 400
m2/g) nicht mit den üblichen Extraktionsverfahren desorbierbar.
Die Immission von PAH's und Nitro-PAH's standen ebenfalls im Mittelpunkt von
Untersuchungen in der Stadt Augusta (Italien) im Zeitraum Oktober 1991 bis Juli 1992.
Librando und Fazzino (1993) verwendeten dazu High-volume-Sammler, Flüssig-flüssigExtraktion und HPLC bzw. GC/NPD zur Quantifizierung. Die mittleren Konzentrationen für
ausgewählte Spezies und Gesamt-Konzentrationen weisen eine starke jahreszeitliche
Abhängigkeit auf:
Mittlere Konzentrationen [ng/m3]
PAH bzw. N-PAH
Sommer
Herbst
4.0
6.8
1.1
5.6
Dibenz [ah] anthracen
22.9
10.0
17.6
23.3
Chrysen
36.4
2.6
1.4
38.1
1-Nitronaphthalin
88.9
48.4
45.3
86.7
1-Nitropyren
3.9
0.3
4.2
7.9
Gesamt-PAH
199.7
93.3
94.9
213.1
Gesamt-N-PAH
107.0
57.4
59.0
110.0
Benzo[a]pyren
Frühling
Winter
Tab. 26: PAH- und Nitro-PAH-Aerosolkonzentrationen in Augusta (Italien) während Okt.
1991 - Juli 1992.
52
Die im Winter und Frühling beobachtete Konzentrationserhöhung wird auf die Temperaturabsenkung zurückgeführt, die die Erhöhung des an die Partikel adsorbierten Gehaltes zur
Folge haben soll.
Ciccioli et al. (1993) versuchen ebenfalls neben 1-Nitropyren die überraschende Anwesenheit des stärkeren Mutagens 2-Nitropyren zu erklären. Dazu untersuchen sie im Zentrum
von Mailand in 2 m Höhe und 80 m Abstand zu einer vielbefahrenen Straße im Jahr 1990
neben den Nitro-PAH's auch HNO2, HNO3 und NO2. Als Ergebnis stellen sie fest, daß in
einer natürlichen Gasphasenreaktion 2-Nitropyren und 2-Nitrofluoranthen gebildet
werden, die selbst nicht aus Verkehr und Industrie entstammen. Sie schließen ebenfalls,
daß dadurch das Toxizitätspotential von Ruß deutlich erhöht werden kann.
Weisweiler et al. (1993) widmeten sich der Meßbarkeit partikelgebundener und
gasförmiger PAH's in der Außenluft und verwendeten dazu die übliche Kombination eines
Kleinfiltergerätes GS 050/30 mit Schleicher & Schüll-Glasfaserfiltern und nachgeschalteten
Polyurethan-Schäumen. Nach Flüssig-flüssig-Extraktion wurden die PAH's mittels HPLC
getrennt und fluorimetrisch detektiert. Ab dem PAH Benz[a]anthracen befanden sich ca. 100
% der PAH-Massen auf dem Aerosolfilter. Der Meßzeitraum in Karlsruhe erstreckte sich von
Januar bis April 1992. Die Autoren rechnen in den Sommermonaten mit Durchbrüchen von
z.B. Benzo[a]pyren durch das Partikelfilter. Besonders Naphthalin durchschlug sogar mehrere
in Serie geschaltete PU-Schäume als Rezeptor. BaP-Werte im Sammelzeitraum variierten
zwischen 2.5 - 7 ng pro m3.
Bodzek et al. (1993) nutzten High-volume-Sampling zur PAH-Sammlung in Oberschlesien
während der Winterzeit 1988/89 und der Sommerzeit 1989. Die absoluten PAH-Mengen
waren enorm. 3- bis 4-Ring-PAH's erreichten im Winter Werte bis 400 ng/m"3. Die
Konzentrationsverhältnisse von Phenanthren bis Benzo[b]fluoren von Winter zu Sommer
waren durchweg 20 : 1 und werden nicht auf den Verkehr, sondern Industrie und
Kohlefeuerung zurückgeführt.
53
Der Frage zur Bedeutung von PAH's und oxigenierter PAH's als mutagene Fraktion
wendeten sich Moriske und Rüden (1988) in Kampagnen 1983/1984 und 1985 zu. Dabei
wurden unterschiedliche Quellen und Immissionslagen bevorzugt beprobt:
- Station I 1 : Hauptsächlich durch Hausbrand (Kohlefeuerung) belastet;
- Station I 2: Automobilverkehr dominiert;
- Station E 1: Emission einer privaten Kohleheizung;
- Station E 2: Dieselmotorabgas (DB-OM 407 h).
Die Quantifizierung wurde mittels GC/FID vorgenommen. Die erhaltenen Fraktionen wurden
auch einem Arnes-Test zur Mutagenitätsprüfung unterzogen. Weiterhin waren die Proben
größenklassiert (Sierra-Kaskaden-Impaktor). PAH-Summen-Konzentrationen waren wie folgt:
PAH-Summe [ug/m3]
Polare Oxy-PAH's
E1
E2
I 1
12
31.02
72.82
0.077
0.044
16.2
8.59
0.044
0.046
Tab. 27: PAH- und Oxy-PAH-Aerosolkonzentrationen an zwei Emissions- und zwei
Immissionsmeßstellen in Westberlin in der Zeit von Okt. 1983 - Jan. 1984.
Der durchgeführte Arnes-Test zeigte, daß die Fraktion, die die oxigenierten PAH's und
Teilchen kleiner 1.5 um enthielt, die höchste Mutagenitätsaktivität entfaltete. Unterschiede
zwischen den Emissionsquellen fanden sich in der basischen Fraktion. Besonders die
Kohlefeuerung erwies sich als dafür relevant.
In der Bemühung, Quellstärken für das Feinaerosol zu quantifizieren, untersuchten Rogge
et al. (1993 a) Benzin- und Diesel-betriebene Kfz auf ihr Emissionsprofil. Dabei wurde bei
den Benzin-betriebenen Fahrzeugen noch weiter zwischen solchen mit Abgaskatalysator und
solchen ohne Katalysator unterschieden. Es wurden über einen Verdünnungstunnel die Proben
gezogen, die Aerosole wurden weiterhin in ein Fein-(< 2 um) und Grob-(> 2 um)Aerosol
unterteilt. Die Aerosolproben wurden nach Extraktion mittels GC/MS quantifiziert.
54
Die Nicht-Katalysator-Kfz enthielten im extrahierbaren Aerosolanteil ca. 61 % der
identifizierbaren Materie als PAH's und Oxy-PAH's. Dagegen bestanden bei KatalysatorKfz's 53 % aus Alkylcarbonsäuren. Bei den Diesel-Lkw's waren dagegen 61 % als n-Alkane
identifizierbar. Nitro-PAH's wurden nicht gesucht.
Die wesentliche Aussage dieser Untersuchungen von Rogge et al. liegen aber in den
berechneten Emissionsraten pro Tag [kg/Tag] für den Distrikt Los Angeles: Besonders bei den
PAH's und den Oxy-PAH's dominiert die Belastung durch Nicht-Katalysator-Kfz (bis zum
Faktor 26 !). Inwieweit dies auf europäische Verhältnisse übertragbar ist, ist nicht abschätzbar.
4.2
Weitere indirekte Quellen für organischen Feinstaub
Rogge et al. (1993 b) untersuchten den Anteil am organischen Feinstaubaerosol, der von
anderen als Verbrennungsprozessen während des Straßenverkehrs emittiert wird. Diese Studie
wurde ebenfalls in Kalifornien durchgeführt und ist sicherlich nur partiell auf die BRD
übertragbar. Dabei wurde einmal mittels eines Staubsaugers in Pasadena der Straßenstaub an
verschiedenen Plätzen gesammelt, resuspendiert und mittels eines Zyklons separiert.
Reifenabrieb-Aerosol wurde auf einem Rollenprüfstand produziert und durch natürliche
Deposition auf den umliegenden Flächen gesammelt. Dieser Staub konnte wegen hoher
elektrischer Aufladung nicht wieder resuspendiert werden. Desweiteren wurde der Staub der
Bremsbacken gesammelt.
Neben einer OC/EC-Analyse wurden mittels GC/MS die PAH's und Oxy-PAH's bestimmt.
Die Analyse des Reifenabriebstaubes ergab erhebliche Anteile an Zink-Salzen, org. Fettsäuren
und N-Nitrosodiphenylamin. Rund 25 % des Reifenabriebes bestehen aus Kohlenstoffteilchen
im Größenbereich 10 - 500 run. Rund 200 jag/g bestehen aus PAH's (Pyren, Fluoranthen,
Phenanthren). Als Tracer für Reifenabrieb kann die S-Komponente Benzthiazol angesehen
werden.
55
Bremsabriebstaub dagegen enthält wesentlich weniger PAH's, insgesamt mit Oxy-PAH's etwa
3 jug/g. Nicht untersucht, aber von höchstem Interesse wäre der freigesetzte Anteil an
anorganischen Bindepigmenten und Fasern, die ja für eine temperaturstabile Zusammensetzung sorgen.
Im Straßenstaub findet sich nunmehr alles zusammen, inklusive den Bitumenanteilen des
Straßenbelages selbst. Unter Nutzung verschiedener Tracer kann der Anteil an org. Material
im Straßenstaub durch Reifenabrieb auf 1.6 - 3.5 % abgeschätzt werden. Unter Verwendung
von Steranen und Hopanen als direkte Tracer aus der Verbrennung von Treibstoff schätzen
die Autoren den Anteil aus den Auspuffanlagen am Straßenstaub auf etwa 7.6 % ein. 2.2 %
werden aus umliegenden Gärten zum Straßenstaub eingetragen. Im wesentlichen soll der org.
Feinstaubgehalt also durch atmosphärische Fremd-Deposition bestimmt sein.
Rogge et al. (1991) widmeten eine ungewöhnliche Untersuchung auch dem Beitrag
amerikanischer Kochgewohnheiten zum städtischen organischen Feinaerosol. Sie konnten rund
75 Einzelkomponenten identifizieren und hierbei besonders Grillvorgänge sowie Pfannengerichte als Aerosolemittenten quantifizieren. Ihren Aussagen zufolge muß die Fleischzubereitung in Los Angeles zu ca. 21 % für die primäre organische Kohlenstoffemission
verantwortlich sein.
Rogge et al. (1993 c) untersuchten weiterhin den Beitrag des Partikelabriebes von pflanzlichen
Blättern, und zwar im grünen bzw. im abgestorbenen Zustand. Dazu wurden Blatthäufungen
in einem Teflonbeutel bewegt und gleichzeitig mit partikelfreiem Reingas gespült. Das
ausgetragene Aerosol wurde mittels eines Zyklons von Teilchen > 2 um befreit. Die
gesammelten Partikel wurden mittels GC/MS analysiert. Hauptsächlich n-Alkane, Carbonsäuren, Alkohole, Aldehyde und Triterpene konnten identifiziert werden.
In einer kürzlich veröffentlichten Studie (Rogge et al., 1993 d) widmeten die Autoren ihr
Augenmerk den Beiträgen der Gasverbrennung zum organischen Feinstaubaerosol. Diese
Untersuchung wurde an einem gasbefeuerten Boiler in den USA durchgeführt. Nach einer
Verdünnungsstufe und einem Zyklonvorabscheider (d;0 = 2.0 um) wurde das Verbrennungsaerosol auf einem Pallflex-Filter angereichert. Nach Extraktion wurde eine GC/MS-Analyse
56
vorgenommmen, daneben auch der elementare Kohlenstoff bestimmt. Zahlreiche PAH's und
Oxy-PAH's konnten identifiziert werden. Die Autoren bestimmten den Eintrag in das Aerosol
der Region Los Angeles (80 x 80 km) mit etwa 30 kg org. Material pro Tag, entsprechend
einem Anteil von 0.1 % des Gesamtaufkommens. Der Eintrag durch den Kfz-Verkehr wird
von Rogge et al. (1993 a) mit Katalysator-ausgestatteten Kfz zu 7.4 kg PAH pro Tag und 6.2
kg Oxy-PAH pro Tag beziffert.
Kürzlich erschien in dieser Serie (Rogge et al., 1994) eine Aufstellung zum Anteil der
Beiträge aus Zigarettenrauch zur Luftqualität in Los Angeles.
Relevant wären danach polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe, die für das betrachtete
Erhebungsgebiet (80 km x 80 km) mit einer Emissionsrate von 900 g pro Tag zu Buche
schlagen.
Eine abschließende Bilanzierung stellte kürzlich Hildemann et al. (1994) zum gleichen
Erhebungsgebiet vor. Sie verwendeten
12
C/I4C-Messungen zur Bestimmung des fossilen
Anteils im organischen Kohlenstoff im Vergleich zum "vorübergehend" erzeugten Anteil:
57
Anteil am FeinstaubKohlenstoffaerosol in
Los Angeles [%]
Kochen, Braten, Frittieren
17.3
Dieselfahrzeuge
14.4
Aufgewirbelter Straßenstaub
13.6
Holzfeuerung
12.2
Nicht-Katalysator-Benzin-Kfz
10.9
Oberflächenbehandlung
3.8
Katalysator-Benzin-Kfz
3.4
Waldbrände
2.5
Bahn (Diesel)
2.4
Bremsabrieb
2.3
Zigaretten
2.1
Organische Chemie
2.0
Reifenabrieb
1.6
Dachabdichtung
1.5
Flugzeugverkehr
1.0
Gasheizung
0.8
Schiffsverkehr (Diesel)
0.5
Tab. 28: Inventar der Beiträge zum Kohlenstoffaerosol in Los Angeles aufgrund von
Isotopenmessungen.
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5. Immissionsbelastung durch N-Nitrosamine
Bedingt durch die Erkenntnisse von Rogge et al. (1993 b) bei der Untersuchung von
Reifenabrieb, sollte hinterfragt werden, welche Quellen direkt mit krebserzeugenden NNitrosaminen zum toxischen Potential von Aerosolen beitragen.
Bislang war die N-Nitrosaminproblematik als ein ausschließliches Arbeitsplatzproblem
erachtet worden. Nitrosamine werden in der Regel nirgends in gewerblichen Bereichen
emittiert, sondern bilden sich bei der Nitrosierung sekundärer Amine. Unter günstigen
Reaktionsbedingungen kann jedoch eine Vielzahl N-haltiger Verbindungen mit Nitrit zu NNitrosaminen reagieren, z.B. quartäre Ammoniumverbindungen, Carbamate, Guanidine,
Alkylamide, Arylamide, Aminosäuren und Peptide (Wolf, 1989). Auch Schmierstoffe, z.B.
in der Metallverarbeitung, enthalten hohe Anteile nitrosierbarer Amine. Generell werden auch
bei zahlreichen Verbrennungsprozessen stickstoffhaltige Spezies emittiert. Auch die Abgase
aus Gießereien, Gummifabrikation, Leder- und Chemischer Industrie enthalten nitrosierbare
Amine, die bei aromatischen Aminen partikelgebunden vorliegen können.
Jedoch gerade in der Reifenherstellung und daher auch im Reifenabrieb tritt N-Nitrosodiphenylamin in ug/m3-Konzentrationen auf. Gezielte Messungen zur Immissionsbelastung als
Folge des Reifenabriebs fehlen bislang (mit Ausnahme der Messungen von Rogge et al., 1993
in den USA !).
Ausfiewertete Literatur
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(1991). Staub-Reinhaltung der Luft ü , 186
64
6. Dioxininimissionen und Quellen
Die Diskussion über die Gefahrdung der Bevölkerung durch PCDD's und PCDF's ist seit
Jahren kontrovers. Insbesondere die inzwischen bekannten Abschätzungen über die Quellen
zu denselben hat inzwischen spurenanalytische Dimensionen erreicht, über deren Sinn man
geteilter Meinung sein kann. Tatsache ist jedoch, daß zumindest für 2,3,7,8-TCDD bzw. in
Toxizitätsäquivalenten ausgedrückt, in der 17. Verordnung zum Bundes-Immissionsschutzgesetz ein Grenzwert von 100 pg/m3 (bei Emission) festgeschrieben ist.
Jager (1994) berichtet über eine Dioxinemissionsbilanz für das Stadtgebiet Berlin 1989/1990,
daß von einem Gesamtaustrag von 13.8 g pro Jahr der Kfz-Verkehr mit 0.54 g/a, Müllverbrennungsanlagen mit 3.48 g/a und metallverarbeitende Betriebe mit 7.9 g/a beteiligt sind.
Gerade Altmetallschmelzanlagen und Sinteranlagen wurden neuerdings mit Einträgen in die
Atmosphäre bis zu 1000 g/a budgetiert.
Seeberger und Kaluza (1994) berichten in einer Immissionsbelastungsstudie über relativ hohe
Immissionswerte im Nürnberger Raum mit 0.3 pg/m3 (TE-BGA-Werte). Der Raum
Nürnberg-Fürth-Erlangen-Schwalbach produziert danach (1989) einen Gesamt-Dioxinaustrag
von rund 22.1 g/a. 1991 und 1992 wurden zur weiteren Klärung der Emittenten Immissionsuntersuchungen durchgeführt. Die Messungen weisen ländliche Kleinfeuerungsanlagen,
Hausbrand und Verkehr als Emittenten aus. Kohleheizungen tragen 70 %, Holzfeuerungen
10 %, Ölheizungen ebenfalls 10 % sowie Kfz-Verkehr 10 % der flächendeckenden
Grundbelastung in der Stadt Erlangen bei.
Untersuchungen von Thonnann (1994) in Hessen ergeben wechselnde Immissionsbelastungen
(seit 1989).
Eine Emittentenbilanzierung von Bartsch (1994) weist einen für 1996 prognostizierten Anteil
der Kleinfeuerungsanlagen von derzeit etwa 29 % auf 72 % aus. Die Belastung durch
Müllverbrennungsanlagen dürfte danach von derzeit 63 % auf 5 % sinken. Insgesamt wird mit
einem Rückgang auf 26 % des Belastungsstandes von 1991 (= 100 %) gerechnet.
65
Äußerst bemerkenswert, aber umstritten sind die Hochrechnungen von Lahl (1994) zur
PCDD/PCDF-Emission durch Verdampfung und Winderosion von "Kieselrot"-belasteten
Sportplätzen. Lahl kommt dabei zu dem Fazit, daß die Eniissionsrate eines einzigen
Kieselrot-Sportplatzes um das 5- bis 25-fache höher liegt als die z.B. der Sondermüllverbrennungsanlage Schöneiche in Berlin mit 0.02 g/a.
Verkompliziert wird die Dibenzo-, Dioxin- und -Furanproblematik durch das Auftreten
gemischt halogenierter (Br-, Cl-)-Dibenzodioxine und -Dibenzofurane, deren Gefahrdungspotentiale noch nicht recht eingeschätzt werden können. Bacher et al. (1991) veröffentlichten
Häufigkeitsprofile und Konzentrationen polyhalogenierter PCDD's und PCDF's in Kfzrelevanten Umweltproben. Ziel war die Abschätzung des Anteils diverser HalDD's/HalDF's
an der Gesamtbelastung. Aus Prüfstandsmessungen und Messungen in einem Tunnel wurde
auf Grund des ähnlichen Profils auf die alleinige Verantwortung des Kfz-Verkehrs am
Auftreten gemischthalogenierter DD's und DF's geschlossen. Weiterhin rechnen die Autoren
aus Depositionsmessungen in einem Parkhaus für PCDD's/PCDF's den Gesamteintrag aller
Pkws in der BRD aus. Danach emittierten alle Automobile 1989 in der BRD 773 g
PCDD/PCDF. Die Autoren erwarten mit dem Rückgang an verbleitem Benzin und den darin
enthaltenen Organohalogenadditiven einen Rückgang der PCDD/PCDF-Belastung durch Kfz.
Ausgewertete Literatur
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68
7. Immissionsbelastungen durch elementaren Ruß
Verschiedene Untersuchungen haben zu Hinweisen auf ein kanzerogenes Potential durch
Dieselabgas geführt, welches wiederum dem Rußkern (elementarem Kohlenstoff, EC) zugeschrieben wird.
Es soll hier nicht diskutiert werden, ob ein Krebsrisiko unter Immissionskonzentrationen für
die Bevölkerung mehr durch den Rußkern oder die daran angelagerten Schadstoffe (wie
PAH's, Nitro-PAH's, Oxy-PAH's etc.) existiert, sondern, welche Quellen überhaupt für die
EC-Belastung verantwortlich sind.
Valaoras et al. (1988) berichten über eine Meßkampagne in Athens (USA) und bestimmen
dabei im Feinstaubaerosol den EC-Gehalt zu etwa 10 - 19 ug/m3. Eine Quellenzuordnung, die
zwischen Kfz-Emission, Erdkrustenaustrag und Ölverbrennung unterscheidet, kommt zu dem
Schluß, daß innerhalb der Stadt nahezu der gesamte EC-Austrag von Automobilen stammt.
Horvath et al. (1988) unternahmen einen im Ansatz sehr interessanten Versuch zur direkten
Messung des Anteils der Dieselemissionen in Wien am Gesamtaerosolgehalt. Sie dotierten
dazu die in Wien vorhandene Dieselkraftstoffraffinerie mit Seltenen-Erden-Verbindungen als
Tracer und berechneten unter Kenntnis der typischen Emissionsrate den Anteil der
Dieselverbrennung am atmosphärischen Aerosol. Der Anteil von Dieselpartikeln wurde so
an 11 Meßstellen zwischen 12.2 % und 33 % ermittelt. Unsicherheiten bestehen allerdings in
der Güte der verwendeten Nachweistechnik für den Tracer (Dysprosium), die angenommene
Emissionsrate pro Kfz und der Annahme, daß alle Fahrzeuge ausschließlich mit dotiertem
Dieselkraftstoff betrieben wurden.
Horvath et al. (1989) schätzten in einer weiteren Studie die Indoor-Belastung anhand üblicher
Luftaustauschraten ab und maßen dies in Santiago (Chile) auch mittels Lichtabsorption. Dabei
ermittelten sie eine Belastung im Innenraum von 83 % der Außenluftkonzentration (mit einer
einstündigen Verzögerung).
69
Rußbelastungen aus der UdSSR veröffentlichen Lyubovtseva und Yatskovich (1989. Sie
verwendeten dazu Lichtabsorptionsmessungen an deponiertem Aerosol. Die Rußkonzentrationen variierten zwischen 30 jag/m3 und 60 - 70 ug/m3. Ruß war generell unter 1.2 fim
Teilchendurchmesser zu finden. Die Rußquelle ist in der Industrie zu suchen.
Eibers et al. (1990) berichten über Rußbestimmungen an einer vielbefahrenen Straßenkreuzung in Düsseldorf im Jahr 1990. Die mitgemessene Gesamt-PAH-Konzentration betrug
ca. 31 ng/m3. Der Kohlenstoffgehalt betrug etwa 30 - 50 % der Feinstaubmasse. Eibers und
Richter (1994) setzten diese Meßreihen 1991 fort und vergleichen in dieser Publikation die
Ergebnisse mit denen des Jahres 1990. Die verwendete Meßtechnik ist die Verbrennung im
Sauerstoffstrom nach vorheriger Elution extrahierbarer organischer Anteile. Detektiert wird
CO2 mittels Coulometrie. Insgesamt finden die Autoren die Ergebnisse des Jahres 1990
bestätigt. Der Anteil an Carbonatkohlenstoff wurde ebenfalls geprüft und mit einem
Durchschnittswert von 0.14 |ug/m3 als vernachlässigbar gefunden. Es wird in dieser
Veröffentlichung darauf hingewiesen, daß "insbesondere in den neuen Bundesländern zur Zeit
noch mit einem Anteil im Ruß bzw. Staub zu rechnen ist, der nicht durch den Kfz-Verkehr
verursacht wird und Kfz-bezogene Messungen erschwert. Das Black-smoke-Verfahren wurde
parallel herangezogen, aber nur als qualitative Größe interpretiert.
Hamilton und Mansfield (1991) veröffentlichten eine Bilanzierung zur Quellensituation in
Westeuropa bezüglich des elementaren Kohlenstoffs. Danach ist der EC-Ausstoß aus
Dieselmotoren im nationalen Durchschnitt für 70 - 90 % des Gesamt-EC-Gehaltes der
Atmosphäre, bzw. bis zu 90 % in Städten verantwortlich.
Liousse und Cachier (1992) berichteten über Rußmessungen mittels des Aethalometers in der
Nähe von Paris im Jahr 1989 bis 1990 sowie von Lamto (Elfenbeinküste). In beiden Fällen
ist die typische Konzentration mit ca. 2.5 ug EC/m3 beziffert.
Nunes und Pio (1993) berichteten über Kohlenstoffaerosolmessungen in der Küstenregion
und in einer Industrieregion Portugals. Zur Messung wird die Thermodesorption mit
nachfolgender Verbrennung zu CO2 und IR-Messung zur Quantifizierung verwendet. Die
Ergebnisse sind wie folgt:
70
Aveiro
(Küste)
[Hg/m3]
EC
Durchschnittswert
(+/- Standardabweichung)
11.8
Korrelationskoeffizient
zum Bleigehalt
(Anzahl der Messungen)
0.76
(n = 43)
Estarreja
(Industrie)
OC
EC
OC
7.4 (+/- 6.0)
11.8 (+/- 6.8)
15.9 (+/- 13.7)
0.79
(n = 43)
0.29
(n = 50)
0.17
(n - 50)
Tab. 29: Gesamtorganischer und elementarer Kohlenstoff-Gehalt an 2 Standorten in Portugal
sowie der Korrelationskoeffizient zum Aerosolbleigehalt
Auf dem Universitätscampus in Aveiro scheinen die Verkehrsverhältnisse für die Rußbelastung verantwortlich zu sein. In Estarreja dagegen werden Industrieemissionen als Quelle
für Ruß vermutet.
Typische atlantische Backgroundbelastungen teilen Jennings et al. aus Galway (Irland) mit.
Luftmassen, die aus dem Nordatlantik stammen, enthalten 38 (+/- 11) ng/m3 Ruß. Gemessen
wurde mit einem Aethalometer.
Die Verwendung des Aethalometers beruht auf der Kenntnis des Absorptionsquerschnittes für
Ruß (= EC). Nun ist dieser aber durchaus von Standort zu Standort unterschiedlich. Liousse
et al. (1993) berichten über die Variabilität dieses Kennwertes und finden diese zu
5-20
Ruoss et al. (1993) berichten über die Bestimmung des Absorptionsquerschnittes von Graphit.
Sie bestimmen diesen zu 2 - 6 m2g'1.
Bauer et al. (1991) befassen sich ausführlich mit der Bestimmung von Dieselmotoremissionen
im Nicht-Kohlenbergbau. Sie untersuchten dabei auch das Potential der fraktionierten
Probenahme, der Verbrennung und der Bestimmung mittels des Coulomaten. Auch wird in
dieser Arbeit auf mögliche Querempfindlichkeiten (wie etwa die grundsätzlich gegebene
71
Erfassung aller anderen organischen Feinstäube außer Dieselrußaerosol oder etwa Beiträge
thermolabiler anorg. Carbonate) diskutiert.
Einen ausführlichen Vergleich verschiedener Rußmeßtechniken präsentieren Petzold und
Nießner (1993). Dabei werden künstliche Rußaerosole sowie wenig belastetes und schwer
belastetes Umgebungsaerosol in München mittels der coulometrischen Rußbestimmung, der
Aerosolphotoemission, des Black-smoke-Verfahrens sowie mit dem Aethalometer quantifiziert.
Mit dem Referenzverfahren Coulometrie wurden in München im Zentrum 16.2 (+/- 0.8) ug
EC/m3 und im Außenbezirk 6.0 (+/- 0.9) ug EC/m3 ermittelt.
Die umfassende Auswertung dieser Messungen am Standort München (Petzold und Nießner,
1994 a + b) zeigt eindeutig auf, daß die ursprüngliche Aufgabenstellung der Erarbeitung eines
Bestimmungsverfahrens zur spezifischen Messung von Dieselrußpartikeln unter Immissionsbedingungen sich als nicht ausführbar erwiesen hat. Die inzwischen als Referenzverfahren
erarbeitete VDI/DIN-Vorschrift (Entwurf) kann Überbestiimnungen durch pyrolytische
Umwandlungen organischer Verbindungen anderer Art zu elementarem Kohlenstoff nicht
ausschließen. Charakteristische Eigenschaften der frisch emittierten Dieselpartikel (Größenspektrum, Profil der adsorbierten PAH's) gehen während des atmosphärischen Alterungsprozesses verloren, eine meßtechnische Unterscheidung der gealterten Partikel nach Quellen
ist dann nicht mehr möglich (siehe auch Burtscher et al., 1993). Aus lufthygienischer Sicht
erscheint es daher sinnvoll, die "spezifische" Erfassung von Dieselrußpartikeln fallenzulassen
und ein von der Quelle unabhängiges rußspezifisches Meßverfahren zu entwickeln.
Die Messung des elementaren Kohlenstoffes über die Bestimmung der Absorption sichtbaren
Lichts hat sich insgesamt als erfolgreiches Konzept erwiesen. Problematisch bei einer
Anreicherung des Aerosols auf diffus streuenden Glasfaserfiltern
zur Messung der
Lichttransmission (wie beim Aethalometer) ist die Veränderung der optischen Eigenschaften
der Partikel durch die Filterumgebung. Umgangen werden kann diese Störung durch eine in
situ Messung der Lichtabsorption durch das kohlenstoffhaltige Aerosol über die photoakustische Spektroskopie (Adams et al., 1989; Turpin et al., 1990; Petzold und Nießner, 1992, 1993
und 1994).
72
Diffizil zu bewerten sind gegenwärtig Einflußgrößen wie Reifenabrieb. In einer für den
internen Gebrauch bestimmten Studie aus dem Fachgebiet Luftreinhaltung der TU Berlin
(Isreal et al., 1993) wird der Schluß gezogen, daß "die Dieselabgasemissionen nur ein Teil
der durch den Verkehr verursachten Rußimmissionen hervorrufen und daß größenordnungsmäßig die Hälfte der Rußemissionen des Kraftfahrzeugverkehrs auf Reifenabrieb
zurückzuführen sein dürfte". Dazu wird gegenwärtig ein Forschungsvorhaben vom FritzHaber-Institut der MPG im Auftrag des UBA durchgeführt. Die Schlußfolgerungen der
Arbeitsgruppe Prof. Israel stehen zunächst im Gegensatz zu den Quellenabschätzungen von
Hildemann et al. (1994).
Erdmann et al. (1993) vergleichen die Nutzbarkeit des Black-smoke-Verfahrens mit einer
Variante der thermischen Rußverbrennung und kommen zu dem Schluß, daß das Verfahren
in der Lage ist, die atmosphärische Rußimmission zu messen. Dies steht im Gegensatz zur
statistischen Charakterisierung des Black-smoke-Verfahrens mittels Prüfaerosol von Petzold
und Nießner (1993).
Fruhstorfer und Nießner (1994) zeigen durch Einzelteilchenanalyse mittels REM/EDX aus
dem Münchner Stadtaerosol, daß im Teilchengrößenbereich < 3 um folgende Aerosolklassen, die mittels energiedispersiver Röntgenfluoreszenz über den Einzelteilchenelementgehalt zweifelsfrei zugeordnet wurden, vorhanden sind (untersucht wurden knapp 20 000
Einzelteilchen im Zeitraum vom 8.4.-22.4.1993):
73
Anzahl
Prozentsatz [%]
Rußteilchen
8445
63.6
Sulfatpartikel
3360
17.3
962
4.9
Silikate
3121
16.1
Carbonate
2631
13.6
Fe-Partikel
483
2.49
36
0.2
348
1.8
Pb-Partikel
Chloride
Nicht klassifizierbare Teilchen
Tab. 30: Ergebnisse aus REM/EDX-Einzelteilchenanalysen
Die Anzahlverteilung über das gesamte Aerosol wies eine bimodale Häufigkeitsverteilung mit
Maxima bei 0.09 um und 0.75 um auf.
Insgesamt ist bei der Bewertung der Literatur zur Rußproblematik feststellbar, daß ein
Basisverfahren zur Rußmessung wohl als Konventionsverfahren eingeführt werden muß
und darüber hinaus die Herstellung eines Transfer-Kalibrierstandards für Rußaerosole
unabdingbar ist. Andernfalls ist keine vernünftige Bewertung der mit den unterschiedlichsten
Verfahren gewonnenen Rußkonzentrationen möglich.
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Application of Factor Signatures. Atmos. Environ. 22, 965-971
77
8. Gesamtbewertung der für Deutschland anzunehmenden Feinstaubimmission
Für die Abschätzung der Gefährdung der Menschen in Deutschland ist auf Grund vorher
genannter Ergebnisse zumindest folgende Aufteilung des atmosphärischen Aerosols im
Feinstaub unter d50 ~ 10 um erforderlich. Am Beispiel aus einer Meßkampagne in München
(Luise Kiesselbach-Platz), deren Ergebnis als repräsentativ für andere deutsche Ballungsräume angenommen werden kann, ergeben sich folgende Meßdaten:
Gesamter Feinstaub
(PM10)
114 Proben, 20.11.92 - 30.4.93)
57 ug PM10/m3
(+/- 28 ug/m3)
Von PM 10 :
Anorganischer Feinstaub
(PM10 anorg )
36ugPM 10anorg ./m 3
(+/- 19 ug/m3)
VonPM 1 0 o r & :
Gesamtkohlenstoff
Nicht löslicher elementarer Kohlenstoff
Lösliche Kohlenstoffverbindungen
InSOC:
(TC)
21 ug TC/m3
(+/- 9 ug/m3)
(NEC)
14.8 ug NEC/m3
(+/- 5.8 ug/m3)
(SOC)
5.8 ug SOC/m3
(+/- 3 ng/m3)
17 ng PAH/m3
(+/- 10 ng/m3)
Anteil PAH
Tab. 31: Typische Ergebnisse zur Partikel-Belastung der Luft einer deutschen Großstadt
unter verkehrsnahen Bedingungen
78
Diese städtische Zentrallage weist zunächst einen nahezu doppelt so hohen anorganischen
Feinstaubanteil (PM10 anorg.) im Vergleich zum organischen Anteil (PM10 org.) aus. Unter
Heranziehung der in Kapitel 2.1 genannten Schwermetallimmissionsverhältnisse in Europa
sind für die o.g. Meßstelle in München im Zeitraum November 1992 bis April 1993 in etwa
folgende Schwermetallbelastungen zu erwarten:
6 ng/m3
Arsen
ca.
Blei
ca. 200 ng/m3
Cadmium ca.
Chrom
ca.
Kobalt
ca.
3 ng/m3
5 ng/m3
2 ng/m3
Nickel
ca.
5 ng/m3
Silizium
ca.
6 ug/m3
Titan
ca. 0.5 ug/m3
Vanadin
ca.
Zink
ca. 400 ng/m3
4 ng/m3
Eine genauere Angabe über die Höhe ist für eine Aussage über das Wirkungspotential der
Schwermetall-Immission nicht notwendig. Sie wurde an diesem Standort nicht mitennittelt,
die Angaben dürften aber in der Bandbreite der tatsächlichen Belastung liegen. Diese
Größenordungen finden sich auch in etwa bei Israel et al. (1992) für Berlin und in einer
Studie der Österr. Akademie der Wissenschaften (1993) für die österreichischen Ballungsräume.
Weiterhin ist festzustellen, daß bei den organischen Bestandteilen im eluierbaren Anteil nur
ein verschwindend geringer Anteil hinreichend qualitativ und quantitativ bekannt ist.
In der Abb. 3 ist diese Aussage graphisch verdeutlicht: Die im rechten Balken genannten
Substanzklassen sowie die PAHs bestehen jeweils aus z.T. vielen hundert Einzelverbindungen.
Zwar sind die massenbezogen wichtigsten Vertreter untersucht, sehr viele mit kleinerem
Anteil sind jedoch noch unbekannt.
79
PM10Feinstaub
57 ng/W
100-
11
S*
il l
II
I
'S -2
8S
fi
âa
S? g
ce
O
0.9%
Schwermetalle
Abb. 3:
0)
0.3%
PAHs
Silikate,
TiO,
Massen-Anteile verschiedener identifizierter Stoffgruppen am Gesamtaerosol
Besser sieht dies bei den anorganischen Bestandteilen aus. Der für diese Untersuchung
bedeutsame, da als gefahrlich eingestufte elementare Kohlenstoff (NEC) macht rund 26 % der
PM10-Feinstäube aus. 63 % sind aber als anorg. Aerosolbestandteile in wesentlich höherem
Maß für die Lungenbelastung verfügbar und analytisch identifizierbar. Von der Teilchenmorphologie her dürften die feinsten anorg. Teilchen der Immission ähnlich den Partikeln sein,
die in den Expositionsversuchen von Creutzenberg et al. (1990) und Heinrich et al. (1986)
eingesetzt wurden. Es liegt somit nahe, den anorg. Bestandteilen der Partikelimmission
zumindest ein ähnliches Gefahrdungspotential zuzuschreiben, wie es bei den Arbeiten von
Creutzenberg et al. und Heinrich et al. gefunden wurde.
Völlig außer acht gelassen wird dabei aber die Problematik der Faserimmission, die zwar
massenmäßig nicht in das Gewicht fallt, wohl aber durch die morphologischen Eigenheiten
einer Faser offenbar doch äußerst wirksam ist. Sie muß bei einer Gesamt-Gefährdungsbetrachtung dringend mit einbezogen werden. Dazu existieren jedoch keine Immissionsmeß80
programme, deren Ergebnisse die erforderlichen Daten zur Beurteilung ihres Wirkungspotentials liefern könnten.
Überlegungen von Oberdörster und Yu (1990) zielen in die gleiche Richtung. Sie schreiben
der spezifischen Oberfläche der retinierten Teilchen die entscheidende Rolle zu. Meines
Erachtens sollte hier mit biochemischen Nachweisverfahren die chemische Ursache dieser
offensichtlichen Streßsituation durch Teilchen aller Art aufgeklärt werden. Das unkritische,
empirische "Zustauben" von Ratten, Hamstern und Mäusen ist sicherlich nicht ausreichend.
Bei den organischen Luftinhaltsstoffen sieht die Erkenntnissituation für Deutschland im
Verhältnis zu den USA wesentlich schlechter aus. Lediglich PAH's und Dioxine wurden in
aufwendigen Meßprogrammen registriert. Aus der internationalen Literatur ist aber ersichtlich,
daß mindestens in gleicher Konzentration mit nicht weniger mutagenen Oxy-PAH's aus den
unterschiedlichsten Quellen zu rechnen ist. Zur Bewertung des Gesamtrisikos ist überhaupt
der äußerst geringe Prozentsatz an regelmäßig identifizierten Stoffen unbefriedigend, da die
vielen unbekannten organischen Luftinhaltsstoffe ein enormes Potential an derzeit nicht
bewertbaren Schadstoffen (arom. Kohlenwasserstoffe an Partikel angelagert, arom. Amine,
arom. Ketone und Aldehyde, arom. Nitrosamine, Nitropolyzyklen) enthalten.
Das im nachfolgenden Kapitel geforderte Luft-Meßprogramm läßt sich aber auch aus der simplen
Betrachtung einer publizierten Risikoabschätzung durch die Luftbelastung ableiten. Nach
Berechnungen des "ifeu" (Franke & Giegrich, 1994) verursachen folgende Luftverunreinigungen
(unter Annahme der durchschnittlichen Immissionskonzentrationen) einen Anstieg des
Krebsrisikos:
81
Mortalität in der
BRD pro eine Million Menschen
Angenommene mittlere Konzentration in der BRD
10 Nanogramm pro m3
Nickel
7
Asbest
150
430 Fasern pro m3
Arsen
33
10 Nanogramm pro m3
Chrom
110
8 Nanogramm pro m3
Benzo[a]pyren
700
1 Nanogramm pro m3
PCDF/PCDD
210
50 Femtogramm/m3 (als I-TeQ)
Dieselabgas
730
5-8 Mikrogramm pro m3 (als EC)
Radon in Innenräumen
3000
50 Bq pro m3
Alle Unfalltoten im Straßenverkehr in Deutschland 1990
9100
-
227 000
-
Gesamt-Krebsmortalität
in Deutschland 1990
Tab. 32: Zusätzliches Krebsrisiko ausgewählter Schadstoffe bei lebenslanger Exposition mit den
heutigen mittleren Luftbelastungen (zum Vergleich die Gesamt-Krebsmortalität und der
Unfalltod im Straßenverkehr) nach Franke und Giegrich (1994).
82
In der Abb. 4 ist der Beitrag der partikelförmigen Luftverunreinigungen zur Gesamtmortalität
dargestellt: Dabei ist zu beachten, daß die rechte Säule der wiederum auf 100 % vergrößerte
0.9 %-Anteil der Luftverunreinigungen ist.
Verhältnis zusätzlich zu erwartender Krebsmortalität aus erkannten
Luftschadstoffen im Verhältnis zur Gesamt-Krebsmortalität
100 Ü °3
-Asbest
J5, ö
o «
N
Ö
H
&
PQ
0.9
Abb. 4: Zusätzlich zu erwartende Krebsmortalität (nach Franke und Giegrich (1994))
Diese Berechnungen des IFEU sind jedoch wissenschaftlich in hohem Maße umstritten, weil
entweder Risikofaktoren in ihrer Größe sehr unsicher sind oder ganz fehlen.
Wie ersichtlich ist, fehlen bedeutende Risikofaktoren, wie etwa Mineralfasern, Platin,
Kobalt, Cadmium, Nitro-PAH's, N-Nitrosamine und Oxy-PAH's. Man könnte einwenden,
daß ein Teil des zusätzlichen Risikos ja bereits im für den Kfz-Verkehr relevanten
Dieselabgasrisiko enthalten ist. Umgekehrt kann aber entgegengehalten werden, daß
zunehmende Teile des Aerosolspektrums klar als aus dem Hausbrand stammend erkannt
werden oder einfach bislang noch nicht genügend beachtet worden sind (Mineralfasern). Somit
dürfte der Anteil des zusätzlichen Krebsrisikos aufgrund anderer derzeit noch nicht
berücksichtigter Stoffe beträchtlich steigen. Dagegen wird das derzeit angenommene Risiko
durch Dieselabgas im ungünstigen Fall gleich bleiben oder sehr wahrscheinlich durch
83
eingeleitete Maßnahmen (Verringerung der Partikelemission, Einführung von Oxidationskatalysatoren) und durch neue Erkenntnisse zum Wirkungsmechanismus (SchwellenwertHypothese) sogar fallen.
Zielsetzung: Anhand des skizzierten Meßprogrammes werden die anteiligen Immissionen von
weiteren, vor allem partikulären Luftschadstoffen im direkten Vergleich zu Dieselabgasinhaltsstoffen (u.a. EC, 1-Nitropyren) unter vergleichbaren Bedingungen gemessen. Erst damit lassen
sich diese Kenntnisse auf einen bewertbaren Stand bringen.
Ausgewertete Literatur
O. Creutzenberg et al. (1990) Clearance and Retention of Inhaled Diesel Exhaust Particles,
Carbon Black, and Titanium Dioxide in Rats at Lung Overload Conditions. J. Aerosol Sei.
21, S455-S458
B. Franke und J. Giegrich (1994) Expositions- und Risikoanalyse für Dioxine und andere
Schadstoffe. Schriftenreihe WAR 74 (Dioxinimmissionen und Quellen), 89-108
U. Heinrich et al. (1986) Chronic Effects on the Respiratory Tract of Hamsters, Mice and
Rats after Long-term Inhalation of High Concentrations of Filtered and Unfiltered Diesel
Engine Emissions. J. Appl. Tox. 6, 383-395
G. Israel et al. (1992) Abschlußbericht zum F + E-Vorhaben: "Herkunft und Zusammensetzung der Schwebstoffimmissionsbelastung". ÜB A F + E-Nr. 104 025 97, Berlin
G. Oberdörster and C. Yu (1990) The Carcinogenic Potential of Inhaled Diesel Exhaust: A
Particle Effect? J. Aerosol Sei. 2±> S397-S401
Österreichische Akademie der Wissenschaften, Kommission Reinhaltung der Luft (1993)
Umweltwissenschaftliche
Grundlagen und Zielsetzungen im Rahmen des Nationalen
Umweltplans für die Bereiche Klima, Luft, Geruch und Lärm. Bericht, Wien
84
H. Schneider (1991) Krebserzeugende Stoffe in der Umwelt - Herkunft, Messung, Risiko,
Minimierung. Staub-Reinhaltung der Luft SL, 417-420
R. Whitmore (1988) Design of Surveys for Residential and Personal Monitoring of Hazardous
Substances. Atmos. Environ. 22, 2077-2084
85
9. Zusammenfassung und Ausblick
In dieser Literaturstudie werden die Immissionsverhältnisse im europäischen Raum in Bezug
auf lufthygienisch bedenkliche partikuläre Stoffanteile erfaßt.
Auf der einen Seite wurde nach Kriterien, die sich an die Stoffgruppenauswahl der
Senatskommission zur Prüfung gesundheitsschädlicher Arbeitsstoffe anlehnen, versucht, eine
Übersicht über Quellensituationen im industrialisierten und ländlichen Raum zu gewinnen.
Dabei zeigte es sich oft, daß die als bedenklich einzuschätzenden Schwermetallaerosolanteile
in ihrer Summe zu einem hohen Anteil aus anderen als Kfz-Emissionen stammen. Gleiches
gilt für anerkannt toxische organische Substanzklassen. Beträchtliche Anteile sind hier dem
privaten Heizsektor zuzuordnen. Abweichungen von dieser generellen Aussage sind für
Meßorte mit besonderen Randbedingungen natürlich möglich.
Auf der anderen Seite muß festgestellt werden, daß trotz Erfassung zahlreicher Ergebnisse aus
den unterschiedlichsten Meßkampagnen eine erhebliche Bandbreite der Konzentrationsverhältnisse festzustellen ist. Dies liegt hauptsächlich an den kaum vergleichbaren Aerosolprobenahmeeinrichtungen und den im allgemeinen nicht qualitätsmäßig abgesicherten Bestimmungsverfahren (z.B. durch zertifizierte Aerosolstandards und Doppelbestimmung bzw. -Probenahme).
Besonders eklatant ist diese Unsicherheit bei der Bestimmung der dem Verkehr zuzuordnenden org. und elementaren Kohlenstoffaerosolfraktion
festzustellen.
Eine sichere
Eingrenzung durch die publizierten Meßverfahren ist nicht möglich.
Eine wie in Los Angeles (siehe Publikationen von Rogge et al. und Hildemann et al. (1994))
vorgenommene Budgetierung der Quellenanteile des Kohlenstoffaerosols erscheint in
Deutschland wegen des hier stark beeinflussenden Heizverhaltens (fossile Brennstoffe) als
aussichtslos, da die dort vorgenommene Isotopenanalyse zur Quellenidentifizierung hier nicht
anwendbar ist.
86
Eine Risikobewertung wird weiterhin stark erschwert durch die Tatsache, daß die Immissionen
zahlreicher anerkannt schädigend wirkender Stoffgruppen (wie Nitro- und Oxy-PAH's,
Nitrosamine, Platinverbdg. und Fasem) in Deutschland nicht repräsentativ erfaßt wurden.
Ebenfalls bei einer Risikobewertung der Partikelimmission heranzuziehen sind die Anteile der
lungengängigen anorganischen Aerosolfraktion. Sollte der diskutierte "Überladungseffekt" für
die Lungenfunktionsunfähigkeit bzw. die Auslösung von Lungenkrebs verantwortlich sein, ist
der Anteil dieser vermeintlich inerten Stoffe (Silikate, Titan- und Eisenverbindungen, evtl.
Carbonate) immer in Verbindung mit den organischen Problemgruppen und den Schwermetallanteilen zu erfassen und zur Bewertung mit heranzuziehen.
Es wird daher vorgeschlagen, daß an mehreren Standorten der Bundesrepublik Deutschland
in einem mindestens dreijährigen Zeitraum die Luftqualität nach folgenden Kriterien analysiert
und bewertet wird:
1. Zu erfassende Stoffgruppen:
Feinstaub PM10
As, Pb, Cd, Cr, Co, Ni, Si, Ti, V und Zn
Faserförmige Komponenten
Reifenabrieb
Nichtextrahierbarer Kohlenstoff (NEC) nach VDI-Blatt (Entwurf)
Extrahierbarer Kohlenstoff (SOC)
Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAH's, OxyPAH's) in Filter + PUF-Backup-Anordnung
1-Nitropyren als Dieselmarker
PCDD's und PCDF's
2. Probenahmetechnik:
An allen Meßstellen gleichzeitiger Einsatz des Kleinfiltergerätes
GS 050 mit PM10-Sammelkopf; 24 h Probenahmedauer.
87
3. Qualitätssicherung:
Alle Proben sollten möglichst nur von einem Labor bearbeitet
werden. Zur Zertifizierung sind, soweit erhältlich, zertifizierte
Standards mitzuführen.
4. Probenahmeorte:
Es wird vorgeschlagen, je drei bekannt verkehrsbelastete und
drei hintergrundbelastete Umweltstationen heranzuziehen.
München
(Luise-Kiesselbach-Platz);
Berlin
(Stadtautobahn);
Düsseldorf
(Mörsenbroicher Ei);
Schauinsland (Schwarzwald mit periodischen Rheingraben Stausituationen);
Westerland
(mariner Einfluß);
Brotjacklriegel (Bayerischer Wald mit periodischen
Einflüssen aus der industriellen Braunkohleverbrennung) ;
und zeitlich parallel zu beproben.
5. Berücksichtigung der
Es ist von einem meteorologischen Institut während des
meteorologischen
gesamten Probenahme Zeitraumes eine Trajektorienberechnung
Situation:
übergreifender Art für alle Standorte durchzuführen.
6. Auswertung:
Bearbeitung des Datenmaterials nach statistischen Regeln (Ausreißerminimierung)
88
Zusätzlich erscheint die Fortsetzung von Expositionsstudien mit typischen Umweltaerosolen
der Feinstaubfraktion sinnvoll. Dazu gehören u.a. anorganische inerte Feinstäube, z.B.
Titandioxid, Straßenstaub und größenfraktionierte Schluff- und Tonanteile als Simulation
aufgewirbelten Ackerbodens. Derartige Expositionsstudien, z.B. zur Klärung des Wirkmechanismus dieser Partikel sind entscheidend für zutreffendere Risikobewertungen. Von
besonderem Interesse ist die Antwort auf die Frage nach der Existenz eines Schwellenwertes
für die lungenkrebserzeugende Wirkung kleiner Partikel.
89
Teil II:
Ausbreitung und Umwandlung feinster, fester
und unlöslicher Partikel in der Atmosphäre
von
Dr. Wolfgang Koch
Dr. Gerhard Pohlmann
Fraunhofer-Institut für Toxikologie und Aerosolforschung
Hannover
1
Einleitung
Tierexperimentelle Untersuchungen haben ergeben, daß neben Dieselruß auch andere in
der Lungenflüssigkeit persistente Partikeln (beispielsweise synthetischer Flammruß, Titandioxid) bei entsprechender Belastung in Rattenlungen Tumoren erzeugen können (Heinrich et al., 1992). Dabei scheint die kanzerogene Potenz nicht von der chemischen Zusammensetzung der Partikeln abzuhängen, sondern im weitesten Sinne von deren morphologischen Eigenschaften. So steigt im Tierexperiment die Tumorwahrscheinlichkeit mit
zunehmendem Feinheitsgrad der Partikelphase an. Die Feinheit der luftgetragenen Partikeln ist nicht notwendigerweise nur durch die geometrische Ausdehnung oder den die
Deposition im Atemtrakt bestimmenden aerodynamischen Durchmesser festgelegt. Haben die Partikeln eine agglomerierte Struktur, d.h. sind sie aus kleineren Substrukturen
(Primärpartikeln) zusammengesetzt, so wird die Feinheit im wesentlichen vom Primärpartikeldurchmesser bestimmt. Agglomeratstrukturen sind typisch für diejenige Fraktion der
primären, partikulären Emissionen aus Verbrennungs- und Pyrolyseprozessen, die auf dem
Weg der Gas-Partikel-Transformation entstehen. Beispiele sind die submikrone Fraktion
der Flugasche aus der Kohlestaubverbrennung (Haynes, 19S2, Flagan, 1988), Dieselruß
(Smith, 1982), Flammruße (Harris und Weiner, 1985) beispielsweise aus Ölfeuerungsanlagen, partikuläre Emissionen aus Müllverbrennungsanlagen u.v.m.. Diese Emissionen sind
morphologisch sehr ähnlich, die Primärteilchendurchmesser liegen im Bereich einiger zehn
Nanometer. Die chemische Zusammensetzung ist dabei unterschiedlich und sehr komplex.
Der unlösliche Anteil (in diesem Zusammenhang soll darunter unlöslich in Wasser und organischen Flüssigkeiten verstanden werden) sind Mineralien (Flugasche) bzw. elementarer
Kohlenstoff (Ruße). Unlösliche Stäube entstehen überdies bei einer Vielzahl industrieller
Produktions-, Transport-, und Be- und Verarbeitungsprozessen.
Aufgrund der (neueren) Wirkungsuntersuchungen erlangen alle unlöslichen und inhalierbaren Partikeln eine den Dieselpartikeln vergleichbare toxikologische Bedeutung. Die
Bewertung der Dieselemissionen muß daher auf der Basis der tatsächlichen Zusammensetzung der Partikeln in der Atemluft des Menschen relativiert werden. Voraussetzung dafür
ist die Kenntnis der morphologischen und chemischen Zusammensetzung des atmosphäri-
93
sehen Aerosols und die Zuordnung zu den für den Beurteilungsort dominierenden Emissionsquellen. Die Partikelimmission an noch zu definierenden Aufpunkten (beispielsweise
innerstädtischer Bereich, Straßenschluchten, Randlage von Ballungsgebieten, Nahbereich
von vielbefahrenen Fernverkehrsstraßen, Reinluftgebiet) wird bestimmt von Zusammensetzung und Emissionsrate der hauptsächlich beitragenden Quellen (Emissionskataster) und
dem Transportprozeß von der jeweiligen Quelle zum Aufpunkt (Transmission).
Die vorliegende Literaturstudie soll den Stand des Wissens über den Transport von
inhalierbaren Partikeln (und damit Partikeln mit aerodynamischem Durchmesser < 5 ^m)
beleuchten. Das beinhaltet im Einzelnen die Behandlung von Modellen zur Ausbreitung
von luftgetragenen Schadstoffen sowie einige Aspekte der physikalischen Transformation
von Partikeln in der Atmosphäre.
2
Luftqualitätsmodelle
Eine Zerlegung der Partikelimmission in Beiträge der relevanten Quellen kann prinzipiell
auf zwei verschiedenen Wegen erfolgen:
• Über den prognostischen Weg ( A u s b r e i t u n g s m o d e l l e ) , auf dem ausgehend vom
Emissionskataster, der Transport der Emissionen von der Quelle zum Rezeptor mittels deterministischer Modelle berechnet wird. Diese Modelle berücksichtigen die Einflußgrößen Meteorologie, Oberflächen- und Bebauungsstruktur sowie Transformationsprozesse.
• Dem diagnostischen Weg ( R e z e p t o r m o d e l l e ) , auf dem mit Daten aus Immissionsmessungen mittels mathematischer Methoden eine Quellzurodnung versucht wird.
Die Modelle stützen sich entweder auf die Kenntnis typischer Quellzusammensetzungen oder versuchen mittels Konzentrationszeitreihen ohne a priori Kenntnisse mit
Hilfe statistischer Methoden typische Quellzusammensetzungen zu bestimmen.
Beide Verfahren haben ihre Vor- und Nachteile (siehe Gordon, 1980).
94
2.1
Ausbreitungsmodelle
Zur Berechnung der atmosphärischen Ausbreitung freigesetzter Stoffe benötigt man die
meteorologischen Einflußgrößen Wind- und Temperaturfeld sowie die Turbulenzstruktur
der Atmosphäre im betrachteten Ausbreitungsgebiet. In den seltensten Fällen können
diese Größen direkt über Messungen zur Verfügung gestellt und für Ausbreitungsrechnungen parametrisiert werden. Sie werden vielmehr in der Regel von einem vorgeschalteten Strömungsmodell, das gegebenenfalls anhand von Experimenten validiert wurde, berechnet. Der notwendige Komplexitätsgrad dieser Modelle hängt ganz entscheidend vom
Anwendungsfall ab. Strömungsmodelle können sich auf die analytische Verarbeitung synoptischer Wetterbeobachtungen (im Falle der Anwendung des Gaußschen Ausbreitungsmodells) beschränken, können aber auch aufwendige dreidimensionale numerische Modelle
sein.
2.1.1
Strömungsmodelle
Die zu berechnenden, den konvektiven und turbulenten Stofftransport bestimmenden
Größen sind Windfeld und Turbulenz. Die Größe Wind erstreckt sich in Raum und Zeit
über mehrere Größenordnungen, die nach Abbildung 1 in drei sich z.T. überlappende
Bereiche unterteilt werden können (siehe z.B. Röckle, 1990): Mikroskala, Mesoskala und
Makroskala. Die Strömung und damit auch der Stofftransport werden in den drei Sektoren
durch die in der Abb. 1 aufgeführten Einflußfaktoren bestimmt.
2.1.1.1
Mikroskala
Mikroskalige Modelle dienen zur Vorhersage des Einflusses von
Emittenten (Industrieabgase, Hausbrand, Kfz-Verkehr) auf die unmittelbare Umgebung.
Die freie, ungestörte Ausbreitung über ebenem Gelände ist im vorliegenden Zusammenhang
von geringer Bedeutung. Für die Thematik relevante Strömungsmodelle müssen die urbane
Situation beschreiben und daher die Bebauungsstruktur berücksichtigen.
Die Details der Strömung werden in der untersten bodennahen Schicht, der sogenannten
Canopy Layer (ca. 2/3 der mittleren Bebauungshöhe) und der turbulenten Übergangszone
(turbulent wake layer) im Bereich Dachniveau plus einige Meter bis Dekameter im wesentlichen von der Bebauungsstruktur und den damit verbundenen Randbedingungen bestimmt.
95
20000 km
Macroscale
geosirophischer Wind
2000 km
Mesoscate •
Land- Seewind . . .
200 km
Berg- Talwind
Kanalisierung
Flurwind ;
Hangauf- Hangabwind
2 km
:
M l c r o s c a l e ;%<;;•-•
Strömungsbeeinflussung':,'
:
200 m
... '.durch
':. '••:•:•;•",
':•
::::
. :••
StraSenschluchten
:|
Häuserblocks
[•.;.; !
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:
::y
Stadtteile
]''^
:.•..: Einzelgebäud» -.-::••!;!:.;:
2m
Sok unde
1 Minute
1 Stunde
c h a r a k t e r i s t i s c h e Zelt
1 Tag
1 Woche
Abbildung 1: Definition und Einflußgrößen der drei unterschiedlichen Ausbreitungsskalen.
FA
FA
Wind
RML
UCL
UTWL
Abbildung 2: Struktur der urbanen Grenzschicht aus
Röckle, 1990), 'U' steht für urban, 'R' für rural.
96
Obwnti Wind Sp**d (m/ «I
Abbildung 3: Berechneter und gemessener Betrag der
Quergeschwindigkeit in einer homogenbebauten, langen Straßenschlucht (Yamartino und Wiegand, 1986).
Erst in der sich anschließenden Prandtl-Schicht (Constant Flux Layer) kann der Einfluß
der Bebauung auf die Strömung durch ein Rauhigkeitslängenkonzept pauschal berücksichtigt werden. An die Prandtl-Schicht schließt sich die sogenannte Mischungsschicht an, die
in die freie Atmosphäre mit geostrophischer Windströmung übergeht (Wanner, 1986, siehe
Abb. 2)
Für viele realistische Situationen wie z.B. Industrieareale, gegliederte Straßenschluchten etc. ergeben sich recht komplizierte Geometrien und Randbedingungen, die eine prognostische Strömungsberechnung -Lösung der (dreidimensionalen) Transportgleichung für
Impuls, turbulente Energie und Wärme- außerordentlich aufwendig machen.
Ein in der Literatur häufig experimentell und theoretisch untersuchter Teilaspekt ist die
Um- bzw. Uberströmung von Hindernissen. Ein typischer Anwendungsfall solcher Untersuchungen ist z.B. die Ausbreitung von Kfz-Emissionen in Straßenschluchten. Dafür wurden
in den siebziger Jahren zweidimensionale, analytische Modelle entwickelt (Hotchkiss und
Harlow, 1973, Nicholson, 1975, Pankrath, 1975). Sie gehen von einer in Fahrbahnrichtung
unendlich ausgedehnten homogen bebauten Straßenschlucht der Breite B und der Höhe
H aus. Hotchkiss und Harlow betrachten eine orthogonal zur Straßenrichtung überströmte
97
Straßenschlucht und berechnen den Wirbel, der innerhalb der Straßenschlucht entsteht. Für
die beiden Geschwindigkeitskomponenten bekommen sie unter der Annahme inkompressibler, nichtviskoser Strömung eine analytische Darstellung der vertikalen und horizontalen
Quergeschwindigkeitskomponenten. Für Straßenkonfigurationen, die den idealisierten Bedingungen entsprechen, scheint dieses Modell in dieser Hinsicht recht gute Vorhersagen zu
geben. In Abb. 3 ist der berechnete und der gemessenen Betrag der Quergeschwinigkeit an
einem Beispiel (Meßkampagne Bonner Str., Köln) dargestellt (Yamartino und Wiegand,
1986). Nicht vorhergesagt vom o.g. zweidimensionalen Modell werden die Luftbewegungen
parallel zur Schlucht und die Turbulenzstruktur. Zweidimensionale Straßenschluchtmodelle
sind in der Realität nur begrenzt einsetzbar, da z.B. Baulücken und eine gegliederte Bebauung (unterschiedlich hohe Bauwerke) nicht berücksichtigt werden können. Auf diese
Modelle soll daher auch nicht weiter eingegangen werden.
In den achtziger Jahren wurden nicht zuletzt wegen der Verfügbarkeit leistungsfähigerer Rechner dreidimensionale mikroskalige Strömungsmodelle entwickelt. Diese lassen sich
nach prognostischen und diagnostischen Modellen unterscheiden. Die prognostischen Modelle gehen von den (im Prinzip exakten, molekularen) Erhaltungsgleichungen für Masse,
Impuls und Energie aus, die unter Berücksichtigung der Rand- und Anfangsbedingungen
die Strömungsphysik beschreiben. Diese Gleichungen bilden nur für laminare Strömungsvorgänge ein geschlossenes System. Zur Berücksichtigung der komplexen, für die Ausbreitung aber äußerst wichtigen Phänomene der Turbulenz, müssen Näherungen in Form von
Schließungsansätzen eingeführt werden. Der turbulente Strom der Impulsdichte wird dabei
beispielsweise als Produkt einer turbulenten Austauschkonstanten und dem Gradienten
der Impulsdichte geschrieben (Gradientenansatz). Die turbulenten Austauschkonstanten
werden über semiempirische Turbulenzmodelle (Mischungswegansatz nach Prandtl, 1932,
K-Modelle, K-e-Modelle etc.) zur Verfügung gestellt. Erst über diese Turbulenzparametrisierung erhält man ein geschlossenes Gleichungssystem für die (zeitlich gemittelten)
Feldgrößen.
Ein weit entwickeltes prognostisches Modell wird von Eichhorn (1987) vorgestellt und
steht als Programmpaket MISKAM zur Verfügung. In diesem Programm werden die dreidimensionalen Felder des Geschwindigkeitsvektors sowie der Feuchte und der Temperatur
98
40
120
140
160
x(m)
Abbildung 4: Simuliertes Horizontalwindfeld im Breich
zweier 30 m (dicke Umrandung) und zweier 6 m hoher
Gebäude in 3 m Höhe. Strömung in 200 m: u=5m/s,
v=2 m/s
berechnet. Die durch die Bebauung gegebenen Randbedingungen beispielsweise die erzeugten Wärme- und Feuchteflüsse werden sehr detailliert berücksichtigt. Die Turbulenz wird
über den Prandtl'schen Mischungswegansatz parametrisiert. Die Luftdichte wird in den einzelnen Termen der Bewegungsgleichung, abgesehen vom Auftriebsterm, konstant gehalten.
Das zu lösende Gleichungssystem besteht dann aus 5 nichtlinearen partiellen Differentialgleichungen, die simultan auf dem Rechengitter gelöst werden müssen. Mit dem Modell
wurde die Umströmung von Einzelgebäuden und Gebäudekomplexen wie z.B. Gebäuden
mit Innenhöfen simuliert. Bei freistehenden Einzelgebäuden werden bekannte Phänomene
wie Luv- und Leewirbel plausibel simuliert. Ein Beispiel für die Umströmung einer komplexen Gebäudeanordnung zeigt die Abb. 4. Im Prinzip vergleichbar mit dem Programm
MISKAM ist das Programmpaket PHOENICS (Spalding, 1981). Im Gegensatz zu MISKAM, in dem ein finites Differenzenverfahren zur numerischen Integration angewandt wird,
benutzt PHOENICS ein finites Element verfahren.
Die prognostischen Modelle benötigen lange Rechenzeiten um stationäre Windfelder
zu erhalten. Weniger aufwendig sind die sogenannten diagnostischen Modelle (Röckle,
99
1990, Gross et al, 1993). Sie beruhen auf der Erkenntnis, daß die stationären Windfelder divergenzfrei sind. Diese Modelle benötigen Vorkenntnisse über das Windfeld, wie z.B.
Meßwerte in einer Ebene aus denen in der Regel nicht divergenzfreie Ausgangswindfelder
konstruiert werden. Diese Felder werden dann solange variiert, bis die Summe aller Abweichungen vom stationären Windfeld minimal ist. Das führt auf ein Variationsproblem
mit Nebenbedingung. Der Lagrangeparameter berechnet sich aus einer Poisson-Gleichung,
die Geschwindigkeitskomponenten aus den dem Variationsproblem zugeordneten EulerLagrange-Gleichungen. Die Ergebnisse der Rechnungen hängen ganz entscheidend von der
Wahl des Ausgangswindfeldes ab. Zur Berechnung der Strömung in bebautem Gebiet werden beispielsweise Uniströmungsmuster einfacher und freistehender Gebäude, die mit Hilfe
von Windkanalmessungen oder prognostischer Modelle parametrisiert werden können, herangezogen. Bei mehreren Gebäuden hängt es von der relativen Konfiguration ab, ob diese
Einzelströmungsmuster überlagert werden können oder ob Modifikationen angebracht werden müssen. Röckle (1990) verwendet das Variationsmodell zur Simulation des Windfeldes in einem Industrieareal. An ausgewählten Punkten innerhalb des Areals wurden die
Rechnungen mit Windmessungen verglichen. Grundsätzlich lieferte das Modell plausible
Strömungsmuster und mit den Messungen vergleichbare Aussagen. Im Detail konnten allerdings (mangels Meßdaten) die vom Modell vorhergesagten, teilweise sehr komplexen
Strömungen nicht validiert werden. Ergebnisse der Modellrechnungen sind beispielhaft in
Abb. 5 und 6 dargestellt.
Das diagnostische Modell liefert keine Information über die turbulente Austauschgröße
K. In einer Modellerweiterung mit Namen ASMUS (Ausbreitungs- und Strömungsmodell
für Urbane Strukturen, Gross et al. 1993) wird diese Größe durch Lösung einer Bilanzgleichung für die turbulente kinetische Energie E und unter Benutzung der KolmorgorovBeziehung
K = aly/Ë
(1)
(/ typische Gitterlänge, a numerische Konstante) berechnet (Gross et al., 1993). In ihrer
Zusammenfassung ziehen Gross et al. den Schluß, daß die diagnostischen Modelle vorwiegend zum Studium des dynamischen (von der Wandreibung induzierten) Einflusses von
Gebäuden auf die Strömung geeignet sind. Bei zu erwartenden starken thermischen Effek100
Abbildung 5: Trajektoriendarstellung bei Anströmung
des Industriegebietes aus 220°. Horizontalschnitt in einer Höhe von 4.5 m (Röckle, 1990)
1) V e r t i l u i i c h O J t l b e y - 3 3 7 i m
« -
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c) V.n.UWhaitt tm r - 1
3
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Abbildung 6: Trajektoriendarstellung, Vertikalschnitte
für unetrschiedliche y-Koordinate. Parameter wie in
Abb. 5
101
ten (starke Wärmequellen im Bereich der Bebauung) sollten prognostische Modelle, die
die physikalischen Mechanismen besser berücksichtigen, Verwendung finden. Wegen ihrer
Einfachheit kann mit diagnostischen Modellen eine wesentlich feinere räumliche Auflösung
erzielt werden als mit prognostischen.
2.1.1.2
Mesoskala
Mesoskalige Strömungsmodelle machen Vorhersagen im Längen-
bereich zwischen einigen hundert Metern und ca. 1000 km. In Zusammenhang mit dem
später beschriebenen Gauß'schen Ausbreitungsmodell wird das Strömungs- und Turbulenzfeld der Grenzschicht durch konstante mittlere Windgeschindigkeit und Windrichtung,
sowie fünf Ausbreitungsklassen parametrisiert (VDI-3783, 1992). Die Einteilung in Ausbreitungsklassen berücksichtigt die thermische Schichtung und läßt sich von Wetterbeobachtungen bestehend aus Windgeschwindigkeit, Bedeckungsgrad, Wolkenart, Monat und
Tageszeit ableiten. Diese Parametrisierung beruht im wesentlichen auf den Arbeiten von
Gifford (1961) und Turner (1971). Das Klassifizierungsmuster ist im letzten Jahrzehnt
bedingt durch ein verbessertes Verständis der planet arischen Grenzschicht für gewisse Anwendungen durch andere, verfeinerte Parametrisierungsmuster ersetzt worden (siehe hierzu
Hanna und Chang, 1993; 1992; Weil, 1988; Venkatram, 1988).
Eine Parametrisierung muß sich immer auf die zugrundeliegende topographische Situation beziehen und kann daher nicht allgemeingültig sein. Eine Vorhersage topographischer, orographischer und thermischer Einflüsse auf das Windfeld erlauben wieder numerische Modelle, die möglichst genau die Ausbreitungsphysik und die orographischen
Randbedingungen berücksichtigen. Ein numerisches Modell, welches auch in das VDIRichtlinienwerk eingebunden wurde, ist das von Heimann (1985,1986) entwickelte sogenannte 3-Schichtenmodell REWIMET. Dieses Modell deckt in der Horizontalen einen Bereich zwischen 20 und 200 km ab. Die Vertikale (1-4 km) wird aus drei übereinander liegenden Schichten zusammengesetzt, in denen die horizontalen Windkomponenten und die
potentielle Temperatur zeitabhängig als Schichtmittelwerte berechnet werden. Ein echtes
dreidimensionales mesoskaliges Strömungsmodell ist das Modell FITNAH (Gross, 1986).
Dieses Modell berechnet analog zum mikroskaligen Modell MISKAM den Zustand der
Atmosphäre durch Lösung der Transportgleichung für Impuls, Wärme, Masse und der
102
turbulenten kinetischen Energie. Die Berechnungen werden in einem dem Terrain folgenden Koordiantensystem durchgeführt. Validierungen wurden anhand von Windmessungen
im Oberrheingraben, wo das Phänomen der orographisch bedingten Windkanalisierung
eine bedeutende Rolle spielt, vorgenommen (Gross und Wippermann, 1981). Mit den 3-dModellen lassen sich die Felder von Wind, Temperatur und Turbulenzgrößen realitätsnah
berechnen.
2.1.1.3
Makroskala
Wenn es um die Makroska (bespielsweise den länder- und
kontinentübergreifenden Schadstofferntransport) geht, finden sogenannte klimatologische
Strömungsmodelle Anwendung. Beispiele für diese Modelle angewandt auf den Schadstofftransport geben unter anderem Klug und Erbshäuser (1988), Derwert und Nodop (1986) im
Zusammenhang mit dem Transport für Gase und Pacyna et al. (19S9), Alcamo et. al. (1992)
für den Transport von Schwermetallen. Die zugrundeliegenden Strömungsmodelle sind im
wesentlichen Trajektorienmodelle, die die großräumigen Luftströmungen beschreiben. Das
Problem der Turbulenzparametrisierung spielt in diesen Modellen nur eine untergeordnete
Rolle, da der konvektive Transport großräumiger Luftpakete betrachtet wird, in denen die
Schadstoffe homogen verteilt sind.
2.1.2
Transportmodelle
Der Transport von festen, unlöslichen Partikeln in der Atmosphäre wird bestimmt durch
die atmosphärische Verdünnung bedingt durch die Turbulenz, sowie durch Masseverluste
aufgrund nasser und trockener Deposition. Je größer die Transportzeiten vom Emittenten
zum Rezeptor desto wichtiger werden Depositionseffekte. Die Modelle zur Quantifizierung
des Transports und der Ablagerung von Aerosolpartikeln kann man in folgende Kategorien
unterteilen (siehe z.B. Seinfeld, 1986):
• analytische Modelle
— Box-Modelle
— Gaußsche Fahnenmodelle, PDF-Modelle u.a.
— spezielle Lösungen der atmosphärischen Diffusionsgleichung.
103
• numerische Modelle
— Lösung der Transportgleichung für Partikeln (Euler'sehe Formulierung des
Transports)
— Trajektorienmethode (Lagrange's ehe Formulierung des Transports)
2.1.2.1
Analytische Modelle
Box-Modelle sind einfache Massenbilanzmodelle, die
mittlere Konzentrationen in dreidimensionalen Quadern berechnen. Die Kantenlängen und
damit das Volumen der Quader vergrößern sich nach Maßgabe der atmosphärischen Turbulenz bzw. (in der Vertikalen) sind auf die jeweilige Mischungsschichthöhe beschränkt. In
das Boxmodell werden die Masseverluste als räumlich homogene Senkenterme eingebaut.
Box-Modelle werden insbesondere zur Modellierung des Ferntransports benutzt. Hier wird
entlang der (mit klimatologischen Strömungsmodellen berechneten) Windtrajektorien integriert. Ein Beispiel ist das Modell EMEP (OECD, 1979, Eliasson, 1983, 1988). Für den
Transport von Sulfatpartikeln (Konzentration Ci) wird folgende Bilanzgleichung aufgestellt:
^
=
(
)
x
+ Es + ktC2 + (1 - a ) | .
(2)
Dabei bedeuten h die (zeitlich und räumlich variable) Mischungshöhe, vj, die Depositionsgeschwindigkeit, kWtS die Auswaschrate durch Regen. Es ist der Fluß von Sulfatpartikeln
aus der freien Troposphäre, htCi die Erzeugungsrate von Sulfat aus SO 2 (Konzentration
C-i) und Q die Quellstärke, a ist der sogenannte lokale Depositionskoefnzient, der die Fraktion der in unmittelbarer Nachbarschaft der Quelle deponierten Partikeln berücksichtigt,
wo real noch keine homogene Durchmischung der eingetragenen Partikeln erreicht ist. Für
bodennahe Quellen ist dieser Koeffizient naturgemäß größer als für große Quellhöhen. Diese
Gleichung gibt das wesentliche Charakteristikum der Box-Modelle wider, nämlich die instantané Homogenisierung der Konzentration innerhalb eines bestimmten Volumens. Das
Modell (Gl. 2) wurde von Pacyna et al. (1988) benutzt, um den langreichweitigen Transport
von Spurenelementen (As, Sb, Zn, V, Cd, Pb, Hg) zu modellieren. In einer späteren Arbeit
(Alcamo et ai, 1992) wird ein leicht modifiziertes Modell (TRACE) vorgestellt. (Hier sind
auch eine Reihe weiterer Referenzen zu finden.) Mit dem Modell TRACE wird eine relativ
104
P b - A i r Concentration (ng m" 3 ]
140
(a)
120
100
•o
2.
80
Q.
I *°
o
40
20
I
20
40
60
80
100 120
I
140
Observed
Abbildung 7: Luftkonzentration von Blei wie sie an einer Meßstation in Norwegen gemessen wurde und die
mit dem BOX-Modell berechneten Werte.
gute Übereinstimmung zwischen Rechnung und Experiment erzielt (siehe Abb. 7).
Box-Modelle werden auch für kleinräumige Ausbreitungen eingesetzt wie z.B. in
Straßenschluchten (Yamartino und Wiegand, 1988). Sie beschreiben das sogenannte
CPBM-Modell (Canyon-Plume-Box-Model), welches aus einer Überlagerung von Teilmodellen besteht: initiale fahrzeuginduzierte Dispersion, Transport der Abgaswolke auf
der Leeseite der Schlucht, advektiver und turbulenter Austausch an der Oberkante, Rezirkulation und Frischluftzufuhr auf der Luvseite. Das Modell wurde mit Gasmeßdaten
vom TÜV-Rheinland, die in einer gut charakterisierten, langen Straßenschlucht gewonnen
wurden, verglichen. Es wurde eine relativ gute Übereinstimmung festgestellt.
Ein weitverbreitetes analytisches Ausbreitungsmodell, welches vornehmlich im Mesoskalenbereich zur Beschreibung der Ausbreitung von Abgasfahnen eingesetzt wird, ist das
Gauß'sche Ausbreitungsmodell (VDI-3782, 1992, Seinfeld, 1986). Die mathematische Form
des Gauß-Modells ergibt sich als Lösung der DifFusionsgleichung unter der Annahme eines
höhenkonstanten Windes und konstanter Diffusivitäten. Die Streuungen der Abgasfahne
werden dann den Ergebnissen von Ausbreitungsexperimenten angepaßt und parametrisiert
105
bzw. in sog. Ausbreitungsklassen eingeordnet. Voraussetzung für die Anwendbarkeit des
Gauß-Modells ist die ungestörte Ausbreitung über ebenem Gelände. Für die Ausbreitung
einer Punktquellenemission mit dem Massenstrom Q und der Höhe he ergibt sich:
Q
exp
y-yP
2\
exp | - \
y - he
oz
exp | - -
(3)
u ist die Windgeschwindigkeit in Ausbreitungsrichtung und yp die y-Koordinate des Fahnenzentrums. Die Parameter ay und az sind horizontale und vertikale Dispersionsparameter
(Streuungen), die mit den auftriebs- und turbulenzinduzierten Geschwindigkeitsstreuungen
<x„ und ow in Zusammenhang stehen. Obige Form beschreibt die Ausbreitung eines Stoffes
in einer nach oben unendlich ausgedehnten atmosphärischen Grenzschicht. Das Modell ist
in dieser From daher nur anwendbar bei entsprechend geringen Quellhöhen und entsprechend kurzen Ausbreitungswegen. In der VDI-Richtlinie 3782 ist eine Ausbreitungsformel
angegeben, die zum einen eine endliche Mischungshöhe als auch trockene und nasse Deposition berücksichtigt, letzteres allerdings nur in Form einfacher Massebilanzen (source
depletion-Modell), was insbesondere für die trockene Deposition fragwürdig ist (Axenfeld,
1984).
Das Gauß'sche Modell wird vornehmlich für eine auf mehrjähriger Wetterstatistik beruhender Immissionsprognose im Rahmen von Genehmigungsverfahren eingesetzt. In manchen Fällen stimmen aber auch Einzelfall vorhersagen recht gut, insbesondere wenn die
orographischen Randbedingungen den Modellannahmen entsprechen und man die Streuungen aus aktuellen, ortsbezogenen, meteorologischen Messungen berechnet. Ondov et al.
(1992) haben Flugaschepartikeln (Partikelgröße < 2.5//m) eines Kohlekraftwerks mit Isotopen seltener Erden getracert und mit bekannten Emissionsraten mit dem Rauchgas freigesetzt. Auf einem 72°-Bogen in 20 km Entfernung wurden bodennah die Immissionskonzentrationen gemessen und mit den Vorhersagen eines Gauß-Modells verglichen. Bis auf
zwei (erklärbare) Ausnahmen ist die Übereinstimmung an allen Meßorten recht gut (siehe
Abb. 8).
Im letzten Jahrzehnt wurden Verfeinerungen und Alternativen zum Gauß-Modell entwickelt, die für spezielle Ausbreitungssituationen besser geeignet sind: PDF (probability
density function)-Modell (Weil und Brower, 1984), low-wind convective scaliiig-Modell
106
Il
Abbildung 8: Tracerkonzentration in 20 km Entfernung
von einem Kraftwerk (urbane Ausbreitungssituation).
Vergleich zwischen Messung und Vorhersage.
(Hanna und Paine, 1987), lofting-Modell (Weil und Corio, 1988). Diese Modelle wurden
von Hanna und Chang (1993) zu einem HPD (hybrid plume dispersion) Modell zusammengefaßt. Das HPD-Modell wurde zusammen mit anderen existierenden Modellen mit
SF6-Tracer-Versuchen (hohe Quellhöhe), die im Stadtgebiet von Indianapolis durchgeführt
wurden verglichen (siehe Hanna und Chang, 1993).
In Zusammenhang mit der Ausbreitung von KFZ-Emissionen hat sich vom GaußModell die Modellserie CALINE (California line source dispersion model) abgeleitet. Eine
Übersicht über die Modellstruktur, historischer Entwicklung und Validierungsexperiementen mit der neuesten Version CALINE 4 gibt Benson (1992).
In einigen wenigen Fällen können analytische Lösungen der atmosphärischen Diffusionsgleichung gefunden werden (Seinfeld, 1986) und zwar, wenn die Höhenabhängigkeiten
der (horizontalen) Windgeschwindigkeit und des turbulenten Austauschkoeffizienten durch
Potenzfunktionen approximiert werden können. Auch ist die korrekte Berücksichtigung der
trockenen Deposition über entsprechende Flußrandbedingungen möglich. Koch (1989) beschreibt eine analytische Lösung für die Ausbreitung orthogonal zu einer (bodennahen)
107
Linienquelle als Beispiel für die Schadstoffausbreitung in der Nähe einer Autobahn. Chrysikopoulos et al. (1992) behandeln das dreidimensionale Problem der Ausbreitung von
Emissionen von einer Fläch en quelle. Diese Vorgehensweise ist methodisch der beim Gaußmodell überlegen, weil sie die in Bodennähe besonders ausgeprägte Höhenabhängigkeit
der meteorologischen Parameter explizit berücksichtigt (die Abgasfahne hat in Bodennähe
keine Gaußform). Analytische Lösungen ergeben sich aber nur für sehr einfache Ausbreitungsfälle und Randbedingungen. Für komplexere Situationen können die im nächsten
Kapitel vorgestellten numerischen Methoden herangezogen werden.
2.1.2.2
Numerische Ausbreitungsmodelle
Diese Modelle können zum einen die
numerische Lösung der Transportgleichung der Partikeln beinhalten (K-Modelle). Die
Transportgleichung hat im allgemeinen Fall folgende Struktur:
BC
— + vVC + vsedVC - V/v VC = Q,
(4)
wobei v(K) der aus einem vorgeschalteten Strömungsmodell berechnete Geschwindigkeitsvektor (Tensor der turbulenten Diffusion), vsed die Sedimentationsgeschwindigkeit und Q
die Quellstärke sind. Zusätzliche Depositon aufgrund diffusiver Abscheidung kann über eine
Flußrandbedingung berücksichtgt und durch die Angabe einer Depostionsgeschwindigkeit
parametrisiert werden:
; = vsedC(x1y,z
= 0) - KZ2—C(x,y,
z)\z=0 = vdepC(x,y,z
= 0).
(5)
Diese Methode läßt sich gut mit prognostischen Strömungsmodellen koppeln, weil der gleiche Rechenformalismus wie bei der Strömungsberechnung benutzt wird. K-Modelle haben
aber den Nachteil hohen Rechenaufwandes und großen Speicherplatzbedarfs. Sie zeigen
überdies das Phänomen der numerischen Diffusion, was eine Verbreiterung der Abgasfahne
bedingt.
Einen anderen Zugang bilden statistische Modellansätze (Monte-Carlo-Simulationen,
Lagrange'sche Partikelmodelle). Hier werden die Flugbahnen vieler Partikel durch numerische Simulation in einem vorher bestimmten Geschwindigkeits- und Turbulenzfeld verfolgt.
Die Turbulenz wird in dem Modell über die Lagrang'sche Geschwindigkeitskorrelationsfunktion berücksichtigt (siehe Axenfeld, 1984, Gross, 1986). Eine bestimmte Anzahl von
108
Partikeln werden am Quellpunkt freigesetzt und die Konzentration am Aufpunkt aus der
Anzahl der im entsprechenden Gridelement auftauchenden Partikeln bestimmt. Das von
Axenfeld entwickelte Lagrange-Modell heißt LAS AT. Simulationsbeispiele finden sich bei
Axenfeld (1984) (hier im wesentlichen der Vergleich zwische verschiedenen Modellen) und
Gross (1986). Gross zeigt am Beispiel der Ausbreitung der Abluftfahne des KKW Biblis die
dramatischen Unterschiede in den Vorhersagen, die das Gaußmodell liefert, und die einer
Kombination aus dreidimensionalem Strömungsmodell und einer Trajektorienberechnung.
2.1.3
Zusammenfassung
Die Vorhersage der Ausbreitung von Partikeln in der atmosphärischen Grenzschicht ist ein
sehr komplexer Vorgang. Soll der Beitrag unterschiedlicher Quellen auf die Immissionskonzentration an einem Aufpunkt durch ein prognostisches Ausbreitungsmodell vorhergesagt
werden, müssen eventuell unterschiedliche Längenskalen mit unterschiedlicher räumlicher
Auflösung gleichermaßen berücksichtigt werden. So z.B. in der Randlage von Ballungsgebieten, wo sowohl die unmittelbare Nachbarschaft von Straßen und Häusern (Mikroskala) als
auch Industriebe und der Straßenverkehr des Ballungszentrums (Mesoskala) sowie eventuell
auch die Verfrachtung von Schadstoffen aus größeren Entfernungen zur Immissionsituation
beitragen. Eine räumliche und zeitliche Einzelpunktprognose ist aufgrund er komplexen Zusammenhänge sowie der nie gleichzeitig zu erhebenden Fülle meteorologischer Meßdaten
nicht durchführbar. Man könnte sich aber vorstellen, daß man über lange Zeiträume und
über ein gewisses Areal räumlich mittelt, um eine mittlere Prognose (auf die es in unserem
Zusammenhang ankommt) zu geben. Wesentliche Voraussetzung dafür ist aber, daß ein
detailliertes Emissionskataster zur Verfügung steht.
2.2
Rezeptormodelle
Im Gegensatz zu den prospektiven Ausbreitungsmodellen werden für die Rezeptormodelle
prinzipiell keine meteorologischen Einflußgrößen benötigt, auch wenn eine Berücksichtigung wie z.B. der Windrichtung prinzipiell möglich ist. Auf ein Emissionskataster kann
entweder ganz verzichtet werden, oder es reichen unvollständige Kataster um dennoch die
wichtigsten Quellen zu identifizieren. Mit den Rezeptormodellen läßt sich entweder auf der
109
Basis einzelner Imissionsmessungen, oder anhand der Daten aus einer Reihe von Messungen
in retrospektiver Weise eine Quellzuordnung erreichen.
Jede Emissionsquelle zeichnet sich durch eine bestimmte Emissionscharakteristik (Eigenschaft), die auch als 'Fingerprint' bezeichnet werden kann, aus. So ist z.B. bei Meersalzaerosolen mit einer Dominanz von Natrium- und Chlorionen zu rechnen. Aerosole aus
Gebieten mit Schwerindustrie werden erhöhte Metallanteile enthalten. Müllverbrennungsanlagen emitieren Partikel mit erhöhtem Schwermetallanteil (vgl. z.B. Okamoto et al.,
1990). Den Rezeptormodellen liegt die Annahme zugrunde, daß sich die Eigenschaften
der Proben additiv aus den Eigenschaften der Quellen zusammensetzen. Bezogen auf eine
bestimmte Spezies i in der Probe j kann dies formal in folgender Form wiedergegeben
werden:
v
a = Yl °»"* • fkj
c
(6)
k=i
dj ist eine Eigenschaft des z-ten Elementes in der j-ten Probe. Unter Element ist dabei
z.B. eine chemische Verbindung und unter Eigenschaft in diesem Fall ihr Massenanteil in
der Probe zu verstehen, a^ ist die Eigenschaft des i-ten Elementes der die k-ten Quelle.
fkj ist der Anteil, oder das Gewicht, der fc-ten Quelle an der j-ten Probe. Die a^ spiegeln
also die Zusammensetzung der Quelle wieder, während die fkj die Beiträge der Quellen
angeben. In Matrixschreibweise gilt:
C3 = Af,
(7)
Die Spalten der Matrix A enthalten also die 'Fingerprints', während die Elemente des
Spaltenvektors fj die Gewichtung der Quellen in der Probe j sind. In Tabelle 1 sind als
Beispiel die 'Fingerprints', wie sie sich aus dem Emissionsinventar nach Scheff et al. (1990)
für den Großraum Athen ergeben, wiedergegeben. In der einfachen Form (6) oder (7) kann
mit Hilfe der Rezeptor-Modelle eine Transformation einzelner Spezies zwischen Quelle und
Messort nicht nachvollzogen werden. Darum wird häufig ein zusätzlicher Koeffizient a^
eingeführt (Gordon, 1988), durch den eine Zu- oder Abnahme (aik ^ 1) auf dem Weg von
der Quelle zur Meßstelle berücksichtigt werden kann.
110
Ausgehend von diesen einfachen Modellvorstellungen lassen sich zwei Ansätze unterscheiden:
• Solche Ansätze, die aus Einzelmessungen (j = 1 bis 1) und vorhandenen Emissionsdaten unter Zuhilfenahme der Massenbilanz Quellzuordnungen treffen,
• und solche, die mit statistischen Methoden aus der Variation der Zusammensetzung
mehrerer Proben (j = 1 bis p, p 3> 1) charakteristische Zusammensetzungen berechnen, die erst anschließend bestimmten Quellen oder Klassen von Quellen zugeordnet
werden. Die Zuordnung der Quellen kann bei bekannter Quellzusammensetzung auf
der Basis von Expertenwissen manuell oder aber durch Zuhilfenahme mathematischer
Methoden, wie z.B. der Target Transform Factor Analysis (TTFA), erfolgen.
Zur erst genannten Vorgehensweise zählt die Methode der chemischen Massenbilanz
(engl. Chemical Mass Balance, CMB). Die zweite Kategorie umfaßt Methoden die sich
unter dem Begriff Faktoranalyse (FA) zusammenfassen lassen.
2.2.1
Chemical Mass Balance
Die erste Formulierung des CMB-Ansatzes wurde 1972 von Miller, Friedlander und Hidy
(1972) und unabhängig davon von Winchester und Nifong (1971) vorgelegt. Die Bezeichnung Chemical Element Balance (CEB) von Miller, Friedlander und Hidy findet auch
heute noch Verwendung (vergl. z.B. Gleser und Yang, 1993). Aufgrund der Tatsache, daß
die von Copper und Watson (1980) vorgeschlagene Benennung als CMB schnell ihren Niederschlag im Schrifttum der U.S. Umwelbehörde (U.S.EPA) gefunden hat (O.A.Q.P.S,
1981) setzte sich diese Bezeichnung jedoch zuhnehmend durch.
Die auf der chemischen Massenbilanz beruhenden Modelle nutzen die aus vorhandenen
Emissionsdaten bekannten chemischen und physikalischen Eigenschaften (z.B. Konzentrationen bestimmter chemischer Spezies, Partikelgrößenverteilungen) der emitierten Stoffe
um unter Zuhilfenahme einer Massenbilanzgleichung von der Art der Gleichung (7) eine
Quellzuordnung zu treffen.
111
Table 6. Source fingerprints for CMB analysis (wt%)
Compound*
Soilt
Mobileî
Steel§
Cement"
Na
Mg
AI
0.543
0.891
6.85
S
20.8
0.025
0.028
0.169
1.055
0.607
0.845
0.11
0.761
1.78
4.95
2 22
7.45
0.0
8.28
Ci
K.
Ca
0.0
1.36
13.6
2.161
0.254
1.797
3.27
6.83
4.01
1.18
1.26
4.17
10.7
0.0
12
0.73
5.2
27.0
0.32
1.66
18.25
0.4
0.34
1.01
Si
P
Mn
Fe
0.35
0.064
2.81
0.008
0.088
0.794
Ni
Cu
Zn
0.0051
0.0017
0.0034
0.011
0.064
0.149
Se
Br
Rb
Cd
Pb
TS
0.0
0.0011
0.0084
0.001
1.06
0.010
0.045
0.05
0.045
0.0
0.0058
0.028
0.035
0.61
189
TN
C
0.0
0.0
1.83
0.030
4.25
20.8
239
4090
21.1
0.008
0.032
0.073
0.011
0.0
124.2
60.7
4970
20.0
42.5
25.7
3.13
0.30
17.8
0.0
0.36
source
[(SO 2 0.5
Ti
oc
EC
*TS = Total sulfur at
+ SO*'0.333)/RP]100.
TN = Total
nitrogen
the
0.22
0.032
1.17
0.0
0.035
0.041
[(NO0.467 + NO 2 0.304
+ HNOJ0.222 + NK;0.226)/RP]100.
C = Carbon monoxide as carbon [(CO0.429)/RP]100.
OC m Organic carbon.
tEC = Elemental carbon.
tFrom analysis of soil sample collected in Athens.
iVS. fingerprint corrected to the Br and Pb content of
gasoline in Greece. TS, TN and C are from the Athens
emission inventory (normalized to smoke + TSP).
§U.S. fingerprint. TS. TN and C are from the Athens
emission inventory.
IIU.S. cement plant fingerprint.
Tabelle 1: 'Quell-Fingerprints, entnommen aus Scheff
und Valiozis (1989)
112
Mit anderen Worten, die grundlegende Idee der CMB ist, daß die Kombination der
Eigenschaften (Chemische Zusammensetzung, Partikelgrößenverteilung, etc.) verschiedener Quellen unterschiedlich genug ist, um aus einer gesammelten Probe rückwirkend eine
Quellzuordnung zu ermöglichen (lineare Unabhängigkeit, vergl. hierzu z.B. Pace und Watson, 1987).
Ist die Unterscheidbarkeit der einzelnen Beiträge der verschiedenen Quellen gegeben,
dann kann die Gleichung
C = Af
(8)
mit einfachen mathematischen Methoden gelöst werden (j aus Gleichung (7) entfällt,
da für CMB's jeweils nur eine Probe benötigt wird). In der Praxis ist dies jedoch in der
Regel nicht der Fall. Lowenthal et. al (1992) weisen z.B. darauf hin, daß aufgrund starker Ähnlichkeiten der Quellprofile die Unterscheidung verschiedener Verbrennungsprozeße,
insbesondere bei Diesel- und Ottomotorabgasen, Schwierigkeiten bereitet. Die lineare Unabhängigkeit der unterschiedlichen Quellbeiträge ist daher ein wichtiges Kriterium bei der
Beurteilung der Ergebnisse der Berechnungen mit dem CMB Modell. Je größer die lineare
Abhängigkeit der einzelnen Beiträge, um so stärker machen sich Fehler, z.B. Meßfehler, im
Emissionskataster bemerkbar.
Die auch als Kolinearität bezeichnete Abhängigkeit, kann aus den sogenannten Singularwerten der Matrix abgelesen werden. Für jede Spalte der Matrix A läßt sich ein Singularwert berechnen. Aus dem Verhältnis des größten vorkommenden Singularwertes zu
dem Singularwert der betrachteten Spalte (sprich Quelle) läßt sich eine Bewertung ablesen.
Unabhängige Spalten zeichnen sich durch ein Verhältnis im Bereich um 1 aus. Schwache
Abhängikeiten ergeben Werte im Bereich um 5 - 10, mittlere bis starke Abhängigkeiten
werte um 30 - 100 (Hopke, 1985).
Ein Beispiel für recht ähnliche Quellprofile enthält Abbildung 9, die aus der Arbeit von
Lowenthal et al. (1992) entnommen wurde. Nach Angaben der Autoren lassen sich trotz
der vorhandenen linearen Abhängigkeit die Beiträge von Diesel und Benzinkraftzeugen
adéquat beurteilen. Die Zuordnung wird jedoch zunehmend schwieriger, wenn wenn andere
VerbrennungsVorgänge, wie z.B. Holzbrand, zur Probe beitragen.
113
Phoenix source profiles
PHDIES 100% diesel
Phoenix source profiles
PHAUTO 100% gasoline
100
• Profile »Uncertainty
10
S
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01
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0.01
§
0.001
è
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34243
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IC
£
Chemical species
Chemical species
Phoenix source profiles
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Phoenix source profiles
MV5O5O 5 0 % diesel 50% gasoline
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0 O 0 H H < C 1 2 3 4 C 1 2 3I i
34243
Chemical species
I ai
rn • i u n a • r
rra a u g b
Chemical species
Fig. 1. Motor vehicle source profiles determined for the Phoenix PM10 study (Chow et al., 1991a): PHAUTO (leaded-and
unleaded-gasoline-powered vehicles). PHDIES (heavy-duty diesel-powered vehicles). MV5O5O (mixture of 50% PHDIES.
50% PHAUTO). PHRD (roadside emissions). Profile values are averages and uncertainties are standard deviations of the
percent compositions of individual samples taken of the various source emissions.
Abbildung 9: Kraftfahrzeugquellprofile aus Lowenthal
et al. (1992).
114
Als Verfahren zur Bestimmung von / werden häufig das sogenannte Effective-Variance
weighted Least-Squares Fitting Verfahren (Watson, 1979, zitiert in Hopke, 1985) oder
davon abgeleitete Vereinfachungen (vergl. z.B. Kasahara et a/, 1990) eingesetzt. Ein neueres
Verfahren wird z.B. von Wang und Larson (1993) vorgestellt.
Wie aus dem Ansatz der CMB hervorgeht ist der Vorteil dieser Methode gegenüber
Dispersionsmodellen darin zu sehen, daß eine unter Umständen für heutige Rechenkapazitäten zu komplexe Berechnung von Strömungen, wie sie z.B. bei der Modellierung von
Strömungsfeldern ganzer Städte zu erwarten sind, vermieden wird. Eine einzige Messung
am Probenort reicht prinzipiell aus, um die Imissionssituation an diesem Aufpunkt hinreichend zu charakterisieren und die wichtigsten Quellen zu quantifizieren. Ein Nachteil,
der auch bei den Dispersionsmodellen eine Rolle spielt, ist, daß auch hier für die Berechnungen ein möglichst vollständiges Emissionskataster benötigt wird. Durch hinzufügen
eines zusätzlichen, erst durch die Berechnungen festzulegenden Fehlerterms in Gleichung
(6) oder (7) lassen sich jedoch im beschränktem Umfang nicht a priori erfaßte Quellen
berücksichtigen (vgl. hierzu z.B. Okomoto et al, 1990).
Ein weiterer Nachteil der Rechnungen nach der einfachen CMB-Methode (a,fc = 0)
folgt aus der Annahme, daß die Zusammensetzung der Probe auf die Primärzusammensetzung an der Quelle zurückgeführt wird, d.h. Umwandlungs und Ablagerungsprozeße nicht
berücksichtigt werden. Dies kann z.B. beim Feinstaubanteil des atmosphärischen Aerosols,
der wegen seiner gesundheitlichen Relevanzbesondere Bedeutung hat, zu Verfälschungen
führen, da insbesondere in diesem Partikelgrößenbereich Partikelgröße und Zusammensetzung aufgrund von Gas-zu-Partikel-Transformationen und Ozonreaktionen ständigen
Änderungen unterliegen.
2.2.2
Faktoranalyse
Einige der Nachteile der CMB lassen sich mit den Methoden der Faktoranalyse (FA) eliminieren. Der Begriff der Faktoranalyse umfaßt eine Auswahl verwandter mathematischer
Techniken, die entwickelt wurden um großen Datensätzen zugrundeliegende Strukturen
zu analysieren. Die Faktoranalyse, die znächst in Bereichen wie Soziologie und Psychologie eingesetzt wurde, benötigt im Gegensatz zur CMB keine a priori Informationen über
115
Anzahl und Zusammensetzung der Quellen.
Die große Zahl verschiedener Varianten der FA in der Rezeptormodellierung wurden
mit der Intention entwickelt,
• die Anzahl (p) der Hauptquellen zu bestimmen,
• die Quellmatrix A abzuschätzen
• und daraus anschließend das Gewicht der beteiligten Quellen, also / , zu berechnen.
Die beiden bekanntesten Methoden der FA sind (Gleser und Yang, 1993) die
Hauptkomponenten-Faktoranalyse (engl. Pricipal Component Factor Analysis, PCFA)
und die Target Transform Factor Analysis (TTFA). Die Bestimmung der Quellmatrix
ist bei beiden Methoden nicht direkt möglich. Im Fall der PCFA werden für die Berechnungen die Originaldaten, wie z.B. Konzentrationsangaben, zunächst um ihre Mittelwerte
zentriert:
CtJ = ( a * ~ J ~ ° ,
(9)
wobei er, die Standardabweichung der Komponente i bedeutet. Die TTFA unterscheidet
sich dadurch, daß die Zentrierung um den Ursprung, d.h. i.a. um Null, erfolgt.
Ziel der Faktoranalyse ist, eine minimale Anzahl verschiedener Faktoren zu identifizieren, die es erlauben die Varianz des Sytems, z.B. Abweichung vom Mittelwert (s.o.),
möglichst gut zu beschreiben. Anschaulich bedeutet dieses, eine Matrix A zu finden, welche mit Gleichung (7) für beliebige Cj eine möglichst gute Rekonstruktion der /^erlaubt
und gleichzeitig die Zahl der möglichen Quellen auf ein für die Rechnungen unabdingbares Minimum beschränkt. Die Berechnungsmethode beruht im Gegensatz zur CMB nicht
auf der direkten Analyse der Quellprofile, da diese ja zunächst unbekannt sind, sondern
der Analyse der Schwankungen der dj. Dies geschieht im allgemeinen durch die Analyse
einer durch Kreuzproduktbildung erstellten Matrix (i.a. der Kovarianzmatrix). Diese wird
in ihre Hauptkomponenten zerlegt (Eigenwert-, Eigenvektorberechnung), aus denen sich
dann die Quell-Matrix rekonstruieren läßt.
116
Theoretisch haben die zu den wichtigeren Quellen gehörigen Komponenten (Eigenwerte,
Eigenvektoren) große Werte und fallen dann für vernachlässigbare Quellbeiträge abrupt
stark ab (Gordon, 1988). In der Praxis ist jedoch meist nur ein langsamer Abfall zu beobachten und es obliegt dem Benutzer zu entscheiden, welche Beiträge vernachlässigt werden
können, so daß die Expertise des Benutzers einen Einfluß auf das Ergebnis der Rechnungen hat. Üblicherweise werden die Beiträge beibehalten, die die Varianz zumindest einer
Variablen bestimmend beeinflussen, selten enthalten die Resultate der Berechnungen mehr
als sechs Komponenten.
In einem Beitrag zur Feinstaubsituation in Los Angeles berichten Pratsinis et al. (1988)
über die Quellzuordnung kohlenstoffhaltigen Feinstaubaerosols. Fünfunddreißig Proben
wurden in einem Vorort von Los Angeles mit unterschiedlichen Sammeleinrichtungen erfaßt. Die Sammler waren mit Vorabscheidern ausgestattet, die den Grobstaub zurückhielten. Die Proben wurden gravimetrisch, thermo-gravimetrisch und mittels PIXE (proton
induced X-ray-emission-spectroscopy) untersucht. Der mathematischen Analyse lagen 17
Element-/Ionenkonzentrationen pro Probe zugrunde.
Mittels einer PCFA-Methode war es möglich, 6 Hauptkomponenten (Quellen) zu identifizieren (vergl. Tab. 2). Vier der Komponenten konnten primären Quellen zugeordnet
werden: Kraftfahrzeugen, Oberflächenstaub, maritimen Aerosol und Flugasche aus Ölfeuerungen. Die verbleibenden zwei Komponenten wurden als sogenannte sekundäre Quellen atmosphärenchemischen Transformationen zugeordnet: 'Sulfat-Chemie'und 'Ozon-Chemie'.
Als ein weiteres wesentliches Ergebnis dieser Studie wird die Fähigkeit der verwendeten
Methode herausgestellt, mittels PCFA zugleich auch wesentliche Zusammenhänge, wie die
zwischen Kfz-Emissionen und Nitrit/Nitrat-Konzentrationen nachzuweisen.
Mit der Faktoranalyse werden Korrelationen zwischen den verschiedenen Eigenschaften
der in einer zeitlichen Abfolge erfaßten Proben untersucht. Aus der Art der Vorgehensweise
bei der Analyse der Daten ergibt sich eine zusätzliches Potential für die Quellzuordnung.
Denn bei dieser Handlungsweise lassen sich auch Korrelationen zwischen physikalisch völlig
unterschiedlichen Größen nutzen, um ansonsten ununterscheidbare (kolineare) Quellen zu
isolieren. So kann z.B. die Einbeziehung der Windrichtung und -geschwindigkeit Quellen
in verschiedenen Richtungen und/oder Entfernungen identifizieren helfen.
117
Table III. Source Apportionment of Fine Aerosol Mais and
Carbonaceous Aerosol Components at Duarte, CA, 1983
motor
fuel
vehicles soil sulfate ozone marine oil total
tine mass
Mg/m3
%
33.8
48
8.9
13
70.4
14.3
20
7.2
10
6.2
9
0.7
19
0.6
17
3.6
0.7
7
1.7
16
10.5
volatile C
Mg/m3
2.3
64
organic C
Mg/m 3
black C
Mg/m3
%
5.6
53
2.5
24
4.1
93
0.3
7
4.4
0.3
18.5
total C
Mg/m3
12.0
65
2.5
13
1.4
8
2.3
12
2
Tabelle 2: Quellzuordnung von Feinstaubproben aus
Duarte/Los Angeles (entnommen aus Pratsinis et al,
1988)
Soll die Möglichkeit bekannte Informationen über Quellen mit einzubeziehen genutzt,
aber gleichzeitig nicht auf die Vorteile der FA verzichtet werden, stellt die TTFA eine
geeignete Methode zur Analyse dar. Zusätzlich zum bereits oben angeführten Unterschied
zu PCFA in der Datenaufbereitung werden bei dem TTFA-Ansatz auch bestimmte, aus
Quelldaten stammende Startwerte für die weitere Berechnung vorgegeben (Gleser und
Yang, 1993). Dazu wird angenommen, daß die Spalten der Matrix A starke Ähnlichkeiten
mit aus bekannten Quellprofilen berechenbaren Werten aufweisen.
2.2.3
Vergleich und Zusammenfassung
Sowohl für die CMB als auch die FA ist für verläßliche Ergebnisse eine genügend umfangreiche Datenbasis Voraussetzung. Im Fall der CMB sind möglichst viele, linear unabhängige
Quellen in der Quellmatrix zusammenzufassen, während die FA auf einer möglichst großen
Anzahl von Imissionsmessungen basiert. Die Auswahl des geeigneten Verfahrens ist daher zunächst von der Datenlage abhängig. Bei bekanntem Emissionskataster ist sicher die
CMB vorzuziehen. Stehen solcherart Daten nicht zur Verfügung, so kann die FA Hinweise
auf beteiligte Quellen liefern.
118
T a b l e 5. E s t i m a t e d s o u r c e m a t r i x l u n i t : " o l
Refuse
Component
incineration
Al
l.0"6
As
0.006
0.02"
1.44?
0.010
1.120
0.234
0.186
0.034
0.000
0.010
0.656
0.329
5.431
0.401
4.685
2.989
6.666
33.712
Br
Cu
Cr
F«
Mn
Na
Sb
Se
V
Zn
Ph
Si
NH;
G"
NO,-
soi
c
Soil iroad dust]
and automobile
3.381
0.004
0.010
3.399
0.013
2.649
0.097
0.610
0.008
0.001
0.010
0.266
0.086
10.370
0.341
1.008
5.496
1.797
26.002
Secondary
particle
1.153
0002
0015
1 675
0.013
1034
0029
0.351
0.010
0.000
0014
0318
0106
4.160
1.093
1-1.164)
9.401
7.287
25.475
Sea sail
etc.
2.661
0.006
0041
3.625
0.006
1.381
0.301
9009
0.013
0.000
0.014
0.335
0.140
6.680
1-0.034)
24.127
1-3.502)
8.329
26.429
Steel mill
tic.
(W5
i -O.lKO
0 025
4X47
il.089
*.X69
0.6"!
0.293
0.010
0.001
0.026
1.417
0.417
4042
0.503
4.736
10.009
9.413
35.514
Tabelle 3: Mit FA berechnete Quellmatrix (entnommen
aus Okamoto und Hayashi, 1990)
Okamoto und Hayashi (1990) geben einen Vergleich zwischen Berechnungen mit einer
üblichen CMB-Methode und einem FA-Ansatz für Messungen partikulärer und gasförmiger
Luftverunreinigungen in Tokio. Sie bestimmten die Konzentration von jeweils 39 Elementen/Ionen in 42 Proben.
Mit der Hilfe der FA identifizierten sie die fünf in Tabelle 3 aufgeführten Komponenten. Auffallend ist, daß eine Unterscheidung zwischen Erdkrusten- und Straßenstaub sowie
Automobilemission nicht möglich war, obwohl wegen der stark unterschiedlichen Charakteristik eine Unterscheidung zu erwarten ist. Auch der Kohlenstoffanteil ist außergewöhnlich
gleichverteilt. Dieses Resultat wird auf multikolineare Abhängigkeiten der einzelnen Quellen zurückgeführt: Kohlenstoff ist die am weitesten verbreitete Spezies in Schwebstoffen
und die beitragenden Quellen sind relativ gleichverteilt. Aufgrund der speziellen Lokalisierung und der meteorologischen Einflüsse zeigten die verschiedenen Quellen ein ähnliches
Zeit verhalten, was ihre Unterschiede sozusagen 'verschmiert'.
Von gleichen Erfahrungen berichten Borm et al. (1990), die Staubproben, gesammelt
während einer Meßkampagne im Sommer 1986 und Winter 1987 in Antwerpen, einer
119
Faktor-Analyse unterzogen. Sie finden im Vergleich zu vielen anderen FA Studien urbaner Luft ungewöhnlich gemischte Quellzuordnungen. Nach ihrer Ansicht ist dies sehr
wahrscheinlich auf eine überwiegend auf meteorologische Einflüsse dominierte Kovarianz
zurückzuführen. Das heißt, die Variation der in den Proben gefundenen Elementzusammensetzung ist zu einem großen Teil auf die Variation der horizontalen und vertikalen
Durchmischung (Mischungshöhe, Windgeschwindigkeit) zurückzuführen und weniger auf
die Variation der relativen Beiträge der einzelnen Quellen. Zudem sind in Antwerpen
die Hauptemittenten industrieller Art und anderen anthropogenen Quellen entlang der
Scheide lokalisiert. Ferner liegen diese Quellen relativ dicht beisammen. Jede Änderung
der Windrichtung wird daher zwar den relativen Beitrag bestimmter Quellen beeinflussen,
in größerem Maße jedoch die Variation des gesammten Ensembles bestimmen.
Die angeführten Probleme beleuchten die Grenzen der FA-Methode: Gibt es den dominierenden Einfluß eines übergeordneten Mechanismus auf den zeitlichen Verlauf der
Probekonzentrationen, so wirkt sich dieses in der Kovarianz des Gesamtsystems aus und
verschlechtert die mit der FA erzielbaren Ergebnisse. Auf der anderen Seite dokumentiert
das bereits im letzten Kapitel angeführte Beispiel (Pratsinis, 1988) das Potential der FA
für das Luftqualitätsmanagement, da eine Beurteilung ohne eine detaillierte Kenntnis der
relevanten Emsissionssituation ermöglicht wird.
Okamoto und Hayashi (1990) haben sich in ihrer Arbeit intensiv mit dem Vergleich
zwichen CMB und FA auseinandergesetzt In Tabelle 4 ist die Quell-Matrix wiedergegeben,
die sie ihrer CMB-Analyse zugrunde gelegt haben. Eine Spalte der Quell-Matrix ist mit der
Bezeichnung 'Strohverbrennunmg'versehen. Nach Angaben der Autoren soll damit versucht
werden, nicht näher identifizierbare Quellen aus Biomassenverbrennung anzunähern. An
diesem Beispiel zeigt sich deutlich das Defizit des CMB Ansatzes: Trotz Einführung dieser
'Ersatzquelle' verbleibt ein zunächst nicht zuortenbarer Rest von ca 30 %. Wie aus Abbildung 10 ersichtlich korreliert dieser Anteil mit der mittels FA identifizierten sekundären
Partikelquelle.
Abbildung 10 dokumentiert daneben jedoch eine generelle Übereinstimmung zwischen
CMB und FA. Abweichungen der quantitativen Ergebnisse zwischen den beiden Methoden
führen die Autoren auf Kolinearitätsprobleme bei der FA zurück, heben jedoch ebenso das
120
Table 6. Source matrix for CMB calculation lunit:
Road dust
Sea -alt
Steel mill
Fuel oil
AI
6.S
CJ
6.9
7.4
0.97
0.000030
1.2
•0.0000:9
0
0.0^8
0.18
1.5
2.9
0.085
0.061
Fe
k
Mn
Sa
V
Pb
C
Reference
0.14
I.I
0.019
1.1
0.0OOOO58
30.4
:2.3
0
0 41
0.012
4.7
0.0000058
00000087
0
litoyo
11987)
Mizohata and
M a m u r o 119^9)
0
2.8
0.0092
1.09
0033
0 33
0
56.8
litoyo
119871
litoyo
|1987|
Refuse
0.4:
11
0.62
20
0.033
12
0 002"
I."1
8.4
Diesel
0.061
0.061
0.036
0.037
0.0012
0.015
0.00075
0.049
8
Mizohata and
Mamuro 119791
Mizohata
(1985)
Sira*
burning
0.12
0.54
0
3.7
0.030
0
0.00040
•0
55
Taniguchi el a!.
119861
Tabelle 4: Vorgegebene Quellmatrix (entnommen aus
Okamoto und Hayashi, 1990)
Potential der FA bezüglich der Identifizierung a priori nicht bekannter Quellen hervor.
Obwohl die CMB und FA-Ansätze die wohl am weitesten verbreiteten Rezeptormodelle
darstellen, sind sie nicht die einzigen gebräuchlichen Werkzeuge bei der Rezeptormodellierung. So wird auch die Clusteranalyse für das Luftreinhaltungsmanagement eingesetzt
(vgl. z.B. Huang, 1992), oder es lassen sich die Methoden der Optimierung wie z.B. die
lineare Programmierung nutzen (Hopke, 1985). Auch Hybrid verfahren, die sowohl Elemente der Rezeptormodelle enthalten, als auch den Transport mittels Disperionsmodelle
mit einbeziehen finden Anwendung (Kemp, 1993; Lewis et a/, 1985).
3
Umwandlungs- und Ablagerungsprozesse
Atmosphärische Aerosolpartikeln können einer Fülle von Umwandlungsprozessen unterliegen z.B. G as-Partikel-Transformation durch heterogene Kondensation und/oder
oberflächenchemischer Reaktionen. Dieser Prozeß kann sowohl zu einer Vergrößerung
als auch zu einer Verringerung des Partikeldurchmessers führen. Als weiterer Mechanismus ist die Koagulation anzuführen, die eine Verschiebung der Partikelgrößenverteilung
121
100
E
_
r •-
Kelt
0)
o> 100J-
60 -
5
u
75
S
ô
50
40L
,
20
• •• • •
0"
" 20
40
60
80
0
100
25
50
75
100
125
Soil and auto (FA-MR) (Mg m" 3 )
3
Refuse (FA-MR) (Mg m" )
30
r = 0.71
20
£
E
ai
£
r = 0.59
80 -
i
m
5
u
125
n
,
r = 0.98
24-
O)
15
£
18r
!
lOf6h
0
5
10
15
20
25
Steel mill ( FA-MR)(Mg m " 3 |
100p
E
80
BU,
ai
i
5
y
Unkn
c
i
0
40
20
0
6
12
18
24
Sea salt (FA-MR) (Mg m 3>
r = 0.75
1.
60 j-
0
•
•
••**
•
•
«
•
•
•
•
a^
•
••••
20 . 40
•
a
•
60
•
80
100
Secondary particle (FA-MR) (^g m"3)
Fig 2. Comparison of the calculated contributions rn FA-MR and CV1B models.
Abbildung 10: Vergleich von mittels CMB und FA berechneter Beiträge (entnommen aus Okamoto et al.,
1990).
122
30
CHEMICAL CONVERSION
OF GASES TO LOW
VOLATILITY VAPORS
WIND BLOWN OUST
.002
.01
100
PARTICLE DIAMETER,/
TRANSIENT NUCLEI OR
Ac THEN NUCLEI RANGE
_ ACCUMULATION _
RANGE
- F I N E PARTICLES -
MECHANICALLY GENERATED
AEROSOL RANGE
-COARSE PARTICLES-
Abbildung 11: Die wichtigsten Quell-, Umwandlungsund Depositionsmechanismen für das atmosphärische
Aerosol.
durch binäre Kollisionen bedingt (Friedlander, 1977). Bekannt sind auch morphologische
Veränderungen, beispielsweise die Kompaktifizierung von lockeren Agglomeraten, wenn sie
hohen Luftfeuchten ausgesetzt sind (Kütz und Schmidt-Ott, 1992). Zwei die atmosphärische Verweilzeit ganz wesentlich bestimmende Mechanismen sind die nasse und die trockene
Deposition. Die nasse Deposition umfaßt alle Prozesse der Inkroportaion von Aeroslpartikeln in Wolken- und Regenwasser. Unter trockener Deposition wird die Ablagerung von
Partikeln auf der Boden- bzw. Vegetationsoberfläche verstanden. Eine schematische Übersicht über diese komplexen Vorgänge zeigt Abb. 11 (Seinfeld, 1986).
Im zeitlichen und räumlichen Mittel ist im Partikelgrößenbereich zwischen 0.1 und
10 /im die nasse Deposition der Hauptmechanismus, der die Partikeln aus der Atmosphäre
entfernt (van Aalst, 1986). Die atmosphärische Lebensdauer beträgt im Mittel ca. 10 Tage
für 0.1 /mi-Partikeln und 3-5 Tage für 10 /um große Teilchen. Daraus ist abzuleiten, daß für
123
inhalierbare Teilchen (< 5 /im) Masseverluste durch Deposition nur bei der Modellierung
des Ferntransports berücksichtigt werden müssen. Im mesoskaligen und mikroskaligen Bereich hat die Deposition nur einen geringen Einfluß auf die Partikelkonzentration in der
Atemluft am Aufpunkt.
Das gleiche gilt auch für den Prozeß der Koagulation. Durch Koagulation lagern sich
im wesentlichen die ultrafeinen Partikeln (< 0.1 /im) des sogenannten Nukleationsmods an
größere Partikeln des Akkumumlationsmods an (siehe auch Abb. 11). Diese Fraktion umfaßt die langlebigen Partikeln zwischen 0.1 und 1 /im. Die Gesamtmasse der Partikelphase
bleibt dabei erhalten. Die inhalative Aufnahme der ultrafeinen Partikeln muß allerdings
anders bewertet werden. So nimmt die Depositionsrate für 0.05 /im Partikeln von ca. 60%
auf ca. 20% für 0.5/im Partikeln ab (Heyder, 1988). Koagulationsereignisse zwischen Partikeln des Akkumulationsmods und groben Partikeln (> 10 /i) sind äußerst selten. So ergibt
sich für ein typisches urbanes Aerosol (Anzahlkonzentration der feinen Partikeln im Bereich
von 104 cm"3, Anzahlkonzentration der groben Partikeln im Bereich kleiner als 10"5 cm~3)
eine Rate von weniger als 10~5 Kollisionen pro Sekunde zwischen feinen und groben Teilchen. Ein nennenswerter Massentransfer der feinen Partikeln auf die (kurzlebigen) großen
Partikeln findet also in der Atmosphäre innerhalb der relevanten Zeitskalen nicht statt.
Koagulation äußert sich lediglich in einer Verschiebung der Größenverteilung.
Kondensationsprozesse beeinflussen die festen, unlöslichen Partikeln zum einen in Zusammenhang mit ihrer Inkorporation in die Wolkentröpfchen. Diesen Prozeß kann man
aber der nassen Deposition zuordnen. Die mit (Kapillar-)kondensationsprozessen verbundene morphologische Modifizierung von agglomerierten Partikeln (wie z.B. Dieselruß) kann
sich ebenso wie die Koagulation auf das Partikeldepositionsverhalten auswirken. In diesem
Fall ist für Partikeln < 0.5/im von einer Erhöhung der Depositionsrate auszugehen, weil
sich der Mobilitätsdurchmesser mit der Kompaktifizierung verringert.
124
4
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130
Teil III:
Liste der Mitglieder des FAT-Arbeitskreises
„Auto und Umwelt"
Liste der Mitglieder des FW-Diskussionskreises
„Quellen der Partikelimmission"
Mitglieder des FAT-AK 1 „Auto und Umwelt"
Dr. rer. nat. Norbert Pelz
Mercedes-Benz AG
Abt. EP/MVAK
70322 Stuttgart
Dr.-Ing. Norbert Metz
B M W AG
Abt. W-2
80788 München
Dr. rer. nat. Helmut König
MAN Nutzfahrzeuge AG
Abt.TVC-N
Postfach 44 0100
90206 Nürnberg
Dipl.-Chem. Heiner Winneke
Volkswagen AG
Abt. E/ZL-UW
Postfach
38463 Wolfsburg
Dipl.-Ing. Josef Rösgen
Pierburg GmbH & Co. KG
Abt.TIA
41010 Neuss
Dr. rer. nat. H. R. Pfeil
Ford Werke AG
Abt. NM/IRG-3
50725 Köln
Dr. Tesarek
Adam Opel AG
TDC-PTCH/Abt. 81-61
65423 Rüsselsheim
Dipl.-Ing. Ulrich Dworzak
Dr. Ing. h.c. F. Porsche AG
Abt. EPL 9
71283 Weissach
Dir. Dipl.-Ing. E. Santiago
Zeuna Stärker GmbH & Co. KG
Entwicklungsleitung
86016 Augsburg
Dr. med. M. Spallek
Volkswagen AG
Gesundheitsschutz
34219 Baunatal
Dr. K.-P. Schindler
Volkswagen AG
Forschung und Entwicklung
38463 Wolfsburg
Dr. med. Kay Großmann
Dr. Ing. h.c. F. Porsche AG
Abt. MD
71283 Weissach
133
Mitglieder des FVV-Diskussionskreises
„Quellen der Patikelimmission"
Dipl.-Ing. Volker Boestfleisch
Abt. N/EA-32
AUDI AG
Postfach 1144
74148 Neckarsulm
Dr. rer. nat. Dipl.-Chem. Helmut König
Abt.TVD-N
MAN Nutzfahrzeuge AG
Werk Nürnberg
Postfach 440100
90206 Nürnberg
Dr. rer. nat. Bernd Georgi
Forschung und Entwicklung
Volkswagen AG
38436 Wolfsburg
Dipl.-Ing. Peter Mattes
Abt. EAV
MTU Motoren- und Turbinen-Union
Friedrichshafen GmbH
88040 Friedrichshafen
Gerd Gröbel
Abt. Projektierung Motoren
Maschinenbau Halberstadt GmbH
Rudolf-Diesel-Straße 50
38820 Halberstadt
Dr.-Ing. Bernd Gröschel
Abt. FK
ARALAG
Forschung
Querenburger Straße 46
44789 Bochum
Dipl.-Ing. Hans-Peter Holzt
Abt. F1M/TK
Daimler-Benz AG
70546 Stuttgart
Dipl.-Ing. Jürgen Jegelka
Abt. EP/MD - HPC D704
Mercedes-Benz AG
70322 Stuttgart
Dr. Hans Walter Knuth
Abt. AI-EB 1
DEUTZ MOTOR
Industriemotoren GmbH
Entwicklungszentrum Porz
51057 Köln
Dr. W.Koch
Fraunhofer-Institut für
Toxikologie und Aerosolforschung
Nikolai-Fuchs-Straße 1
30625 Hannover
Dr.-Ing. N. Metz
Abt.W2
BMW AG
80788 München
Prof. Dr. Reinhard Nießer
Institut für Wasserchemie
Marchioninistraße 17
81377 München
Dr. N. Pelz
Abt. EP/MAC - HPC D602
Mercedes-Benz AG
70322 Stuttgart
Petra Sorsche
Abt.EP/MPF-HPCD602
Mercedcs-Bcnz AG
70322 Stuttgart
Doz. Dr. Peter Tritthart
Abt.TVC
AVL Ges. f. Verbrennungskraftmaschinen
und Meßtechnik mbH
Kleiststraße 48
A-8020 Graz
Dr. Martin Völtz
Leiter Anwendungst./Motorschm.
BP Oiltech GmbH
Neuhöfer Brückenstraße 127-152
21107 Hamburg
Dr.-Ing. Peter Wienecke
FAT Forschungsvcrcinigung
Automobiltechnik e.V.
Postfach 170563
60079 Frankfurt
Bisher in der FAT-Sch ritten reihe erschienen:
Immissionssituation durch den Kraftverkehr in der Bundesrepublik Deutschland
Systematik der vorgeschlagenen Verkehrslenkungssysteme
Literaturstudie über die Beanspruchung der Fahrbahn durch schwere Kraftfahrzeuge
Unfallforschung/Westeuropäische Forschungsprogramme und ihre Ergebnisse/Eine Übersicht
Nutzen/Kosten-Untersuchungen von Verkehrssicherheitsmaßnahmen
6 Belastbarkeitsgrenze und Verletzungsmechanik des angegurteten Fahrzeuginsassen
7 Biomechanik des Fußgängerunfalls
8 Der Mensch als Fahrzeugführer
9 Güterfernverkehr auf Bundesautobahnen
10 Recycling im Automobilbau - Literaturstudie
11 Rückführung und Substitution von Kupfer im Kraftfahrzeugbereich
12 Der Mensch als Fahrzeugführer
13 Sicherheitsmaßnahmen im Straßenverkehr
Sammlung, Beschreibung und Auswahl für die Anwendung der Nutzen/Kosten-Analyse
Nr. 14 Tierexperimentelle und epidemiologische Untersuchungen zur biologischen Wirkung von Abgasen
aus Verbrennungsmotoren (Otto- und Dieselmotoren) - Literaturstudie
Nr. 15 Belastbarkeitsgrenzen des angegurteten Fahrzeuginsassen bei der Frontalkollision
Nr. 16 Güterfernverkehr auf Bundesautobahnen - Ein Systemmodell, 2. Teil
Nr. 17 Ladezustandsanzeiger für Akkumulatoren
Nr. 18 Emission, Immission und Wirkung von Kraftfahrzeugabgasen
Nr. 19 Sicherheitsmaßnahmen im Straßenverkehr
Ergebnisse einer Nutzen/Kosten-Analyse von ausgewählten Maßnahmen
Nr. 20 Aluminiumverwendung im Automobilbau und Recycling
Nr. 21 Fahrbahnbeanspruchung und Fahrsicherheit ungelenkter Dreiachsaggregate in engen Kurven
Nr. 22 Umskalierung von Verletzungsdaten nach AIS - 80 (Anhang zu Schrift Nr. 15)
Nr. 23 Grundlagen und Möglichkeiten der Nutzung sprachlicher Informationssysteme im Kraftfahrzeug
Nr. 24 Altteileverwendung im Automobilbau
Nr. 25 Energie für den Verkehr - Eine systemanalytische Untersuchung der langfristigen Perspektiven
des Verkehrssektors in der Bundesrepublik Deutschland und dessen Versorgung mit Kraftstoffen
Nr. 26 im energiewirtschaftlichen Wettbewerb Nr. 27 Wirtschaftlichkeit des Einsatzes von Aluminium im Lkw-Bau
Nr. 28 Äußere Sicherheit von Lkws und Anhängern
Nr. 29 Dämpfung und Tilgung von Torsionsschwingungen im Triebstrang von Kraftfahrzeugen
Nr. 30 Wirkungsgradmessung an Getrieben und Getriebeelementen
Nr. 31 Fahrverhatten von Lastzügen und hierbei insbesondere von Anhängern
Entwicklung, Aufbau und Test eines Ladezustandsanzeigegerätes für Bleiakkumulatoren
Nr. 32 in Elektrostraßenfahrzeugen
Nr. 33 Rollwiderstand und Lenkwilligkeit von Mehrachsanhängern mit Zwillings- und Einzelbereifung
Nr. 34 Fußgängerschutz am Pkw - Ergebnisse mathematischer Simulation Nr. 35 Verfahren zur Analyse von Unfallursachen - Definitionen, Erfassung und Bewertung von Datenquellen Nr. 36 Untersuchungen über kraftstoffsparende Investitionsmaßnahmen im Straßenbau
Belastbarkeitsgrenzen und Verletzungsmechanik der angegurteten Fahrzeuginsassen beim Seitenaufprall.
Nr. 37 Phase I: Kinematik und Belastungen im Vergleich Dummy/Leiche
Nr. 38 Konstruktive Einflüsse auf das Fahrverhalten von Lastzügen
Nr. 39 Studie über Energieeinsparungsgeräte zur Mitführung im Kraftfahrzeug (Bordlader)
Grundlagen und Möglichkeiten der Nutzung sprachlicher Informationssysteme im Kraftfahrzeug
Nr. 40 - Hauptstudie Sprachausgaben im Kraftfahrzeug - Ein Handbuch für Anwender Nr. 41 Auswertung von Forschungsberichten über:
Die Auswirkung der Nutzfahrzeugkonstruktion auf die Straßenbeanspruchung
Nr. 42 Fußgängersicherheit - Ergebnisse eines Symposiums über konstruktive Maßnahmen am Auto Nr. 43 Auswirkungen der Nutzfahrzeugkonstruktion auf die Straßenbeanspruchung - Gesamtbericht Nr. 44 Sprachliche Informationssysteme und Anwendungsmöglichkeiten im Kraftfahrzeug
- Ergebnisse eines Symposiums Nr. 45 Abgasemissions- und Kraftstoffverbrauchsprognosen für den Pkw-Verkehr in der Bundesrepublik
Deutschland im Zeitraum von 1970 bis 2000 auf der Basis verschiedener Grenzwertsituationen
Nr. 46 Bewertung von Personenverkehrssystemen - Systemanalytische Untersuchungen von Angebotsund Nachfrageelementen einschließlich ihrer Wechselwirkungen Nr. 47 Nutzen/Kosten-Analyse für einen Pkw-Frontunterfahrschutz an Nutzfahrzeugen
Nr. 48 Radlastschwankungen und dynamische Seitenkräfte bei zwillingsbereiften Achsen
Nr. 49 Studie über die Wirtschaftlichkeit von Verbundwerkstoffen mit Aluminiummatrix im Nutzfahrzeugbau
Nr. 50 Rechnerische Simulation des dynamischen Verhaltens von nicht stationär betriebenen Antrieben
und Antriebselementen
Nr. 51 Simulationsmodell - Schwingungsprogramm zur Ermittlung der Beanspruchung von Antriebssträngen Nr. 52 Verwendung von Kunststoff im Automobil und Wiederverwertungsmöglichkeiten
Nr. 53 Entwicklung eines hochgenauen, normfähigen Verfahrens zur Wirkungsgradmessung an Antriebselementen
Nr. 54 Erhebung und Auswertung von Straßenverkehrsunfalldaten in der Bundesrepublik Deutschland Ergebnisse eines VDA/FAT-Fachgesprächs
Nr. 55 Untersuchungen zur subakuten und chronischen Wirkung von Ottomotorabgasen auf den Säugetierorganismus
Nr. 56 Pilotzelle zur Steuerung von Batterien in Fahrzeugen mit Elektro- oder Elektro-Hybrid-Antrieb
Nr. 57 Wirkungen von Automobilabgas und seiner Inhaltsstoffe auf Pflanzen - Literaturstudie Nr. 58 Rekonstruktionen von fünf realen Seitenkollisions-Unfällen - Ergänzende Auswertung der KOB-Daten Nr. 59 Luftqualität in Fahrgasträumen
Nr. 60 Belastbarkeitsgrenzen und Verletzungsmechanik des angegurteten Pkw-Insassen beim Seitenaufprall
Phase II: Ansätze für Verletzungsprädiktionen
Nr. 61 Erhebung und Analyse von Pkw-Fahrleistungsdaten mit Hilfe eines mobilen Datenerfassungssystems
- Methodische und meßtechnische Ansätze für eine Pilotstudie Nr. 62 Technische Erfahrungen und Entwicklungsmöglichkeiten bei Sicherheitsgurten im Fond von Pkw
- Ergebnisse eines Symposiums Nr. 63 Untersuchungen über Wirkungen von Automobilabgas auf pflanzliche Bioindikatoren
im Umfeld einer verkehrsreichen Straße in einem Waldschadensgebiet
Nr. 64 Sicherheitsorientierte Bewertung von Anzeige- und Bedienungselementen in Kraftfahrzeugen - Grundlagen Nr. 65 Quantifizierung der Radlastdynamik bei Einfach-, Doppel- und Dreifachachsen in Abhängigkeit
vom Federungs- und Dämpfungssystem des Fahrzeugs
Nr. 66 Seitenverkleidung am Lkw - Technische Analyse
Nr. 67 Vorstudie für die Durchführung von Tracermessungen zur Bestimmung von Immissionskonzentrationen
durch Automobilabgase
Nr. 68
Untersuchung fahrdynamischer Eigenschaften kurzgekuppelter Lastzüge bei Kursänderungen
Nr. 69
Abschlußbericht der Pilotstudie zum Fahrleistungspanel „Autofahren in Deutschland"
Nr. 70
Herstellung und Analyse charakteristischer Abgaskondensate von Verbrennungsmotoren
Nr. 71 für die Untersuchung ihrer biologischen Wirkung bei nichtinhalativen Tests
Bewertung von Personenverkehrssystemen Teil II: Auswirkungen aus Angebots- und Nachfrageänderungen im Personenverkehr
Nr.
Nr.
Nr.
Nr.
Nr.
Nr.
Nr.
Nr.
Nr.
Nr.
Nr.
Nr.
Nr.
vergriffen
DM 20,DM 30,vergriffen
DM 60,DM 50,DM 30,vergriffen
DM 50,DM 50,DM 50,DM 50,DM
60,-
60,50,DM 50,DM 50,DM 30,DM
DM
vergriffen
DM 50,DM 50,DM 50,DM 50,DM 50,DM
DM
DM
DM
DM
DM
60,50,60,50,50,50,-
DM
DM
DM
DM
DM
50,60,60,75,75,-
DM
DM
DM
60,50,30,-
DM
DM
60,25,-
DM
DM
DM
30,30,20,-
DM 30,DM 50,vergriffen
DM 30,DM 40,DM 50,DM 250,DM 275,vergriffen
DM 160,DM 50,DM
DM
DM
DM
75,40,30,35,-
DM 50,DM 95,DM 35,DM 60,DM 95,vergriffen
DM 30,DM 50,DM 30,DM 85,DM 85,DM 55,DM 65,-
Bisher in der FAT-Sch ritten reihe erschienen:
Nr
Nr
Nr
80
81
Nr
82
Nr
Nr
Nr
83
84
85
Nr
Nr
86
87
Nr
Nr
Nr
Nr
Nr
88
89
90
91
92
Nr
Nr
Nr
Nr
Nr.
Nr
Nr
93
94
95
96
97
98
9S
Nr
Nr
Nr
Nr
TB
100
101
102
103
Nr 104
Nr. 105
Nr. 106
Nr 107
Nr. 108
Nr. 109
Nr. 110
Nr 11 1
Nr. 112
Nr 113
Nr. 114
Nr 115
Nr 116
Nr
Nr
Nr
Nr
Nr
Nr
117
118
119
120
121
123
Untersuchung über das Emissionsverhalten der Letchtmullfraktton aus Autoshredderanlagen
beim Verbrennen
Verletzungsfolgekosten nach Straßenverkehrsuntällen
Sicherheitsorientierte Bewertung von Anzeige- und Bedienelementen in Kraftfahrzeugen
- Empirische Ergebnisse Retrospektive Untersuchung Über die innere Sicherheit von Lkw-Fahrerhausern
Aufbau und Labortest eines wartungsarmen, sich selbst überwachenden Batterieaggregates
für Straßenfahrzeuge mit Elektro- und Elektro-Hybrid-Antneb - Vorbereitende Untersuchungen Belastungsgrenze und Verletzungsmechanik des angegurteten Pkw insassen beim 90'-Seitenaufprall Phase III: Vertiefende Analyse der überarbeiteten und zum Teil neu berechneten HeidelbergerSeitenaufprall-Daten
Ermittlung von ertragbaren Schnittkräften für die betriebsfeste Bemessung von runniavuifmui
im Automobilbau
Verhalten des EUROSID beim 90°-Seitenaufprall im Vergleich zu PMTO sowie US-SID. HYBRID II und APROD
Demontagefreundliche Gestaltung von Automobilien - Teil I
Grundlagenuntersuchung zum Einfluß der Sonneneinstrahlung auf die thermische Behaglichkeit
in Kraftfahrzeugen
Einsatz von Retardern in der Betriebsbremsanlage von Nutzfahrzeugen - Zweiachsiges Fahrzeug Zwei Bände
Belastungen und Verhalten des EUROSID bei unterschiedlichen Prüfverfahren zum Seltenaufprall
Kosten einer kontinuierlichen Pkw-Fahrleistungserhebung
Auswirkungen der Nutzfahrzeugkonstruktion auf die Straßenbeanspruchung
Seitenkräfte an Mehrfachachsen von Sattelanhängern bei Kurvenfahrt und durch Spurrinnen
Verfahren zur Umwandlung polymerer Mischabfalle aus der Autositz-Produktion in Polyole
Methoden zur Vorausberechnung der Faserorientierung beim Pressen von SMC mit geschnittenen Glasfasern
Teil I Unverrippte Bauelemente
Teil II: Verrippte Bauelemente
Fahrzeugerprobung eines wartungsarmen Batterieaggregates
Grundsatzuntersuchungen zum Festigkeitsverhalten von Durchsetzfügeverbindungen aus Stahl
Fahrverhalten von Lkw mit Zentralachsanhängern
Der Fahrer als adaptiver Regler
Einfluß realer Betriebsverhältnisse auf die Reproduzierbarkeit von Wirkungsgradbestimmungen an nicht
stationär betriebenen Getrieben
Mobilität - Automobil - Energiebedarf
Rationalisierungspotentiale im Straßenverkehr I
Abschlußbericht „Einsatz von Retardern in der Betriebsbremsanlage von zweigliedrigen Lastzügen"
Vermessung des 50%-Hybrid til Dummy zur Ermittlung eines verbesserten Datensatzes für Crashsimulationen
Erfassung des Wissensstandes über Reifen-/Fahrbahngerausche beim Nutzfahrzeug
Zusammenhang zwischen Wetterbedingungen und Verkehrsunfällen
Untersuchung von Unternehmensstrukturen und Bestimmung der technischen Leistungsfähigkeit moderner
Altautoverwerterbetriebe
Demontage und Verwertung von Kunststoffbauteilen aus Automobilen
Die elektromagnetische Umwelt des Kraftfahrzeugs
Einfluß der Zerspanung auf die Bauteilbetriebsfestigkeit unter Berücksichtigung des Hartdrehens
Vermessung von 5%-, 95%- Hybrid III und US-SID Dummies zur Ermittlung von Datensätzen für
Crashsimulationen
Antriebe für Eiektrostraßenfahrzeuge
Einsatz von Retardern in der Betriebsbremsanlage von dreigliedrigen Lastzügen
Festigkeits- und Steifigkeitsverhalten von dünnen Blechen mit Sicken
Frontunterfahrschutz an Lkw
Bewertung der Aussagefähigkeit von Seitenaufprallversuchen mit Ganzfahrzeugen
Einfluß der Sonneneinstrahlung auf die thermische Behaglichkeit in Kraftfahrzeugen
Schädigungsmechanismen bei kreuzverzahnten Flanschverbindungen
Ermittlung ertragbarer Beanspruchungen am Schweißpunkt auf Basis der übertragenen Schnittgroßen
Bewertung epidemiologischer Untersuchungen über Dieselmotorabgas und Lungen- und Blasenkrebs
Gesamtwirtschaftliche Bewertung von Rationalisierungsmaßnahmen im Straßenverkehr
The Effects of Diesel Exhaust Emissions on Health
Untersuchungen zur inneren Sicherheit von Lkw-Fahrerhäusern
Ermittlung fertigungstechnischer und konstruktiver Einflüsse auf die ertragbaren Schnittkrâfte
an Durchsetzfügeelementen
Energienutzungsgrade fur elektrische Bordnetzversorgungseinheiten
Laserschweißgerechte Konstruktion und Fertigung räumlicher Karosseriebauteile
Ermittlung von m-Schlupf-Kurven an Pkw-Reifen
Kompatibilität des Bremsverhaltens von Zugfahrzeug Anhänger-Kombinationen
Lungenkrebs durch Dieselabgase in der Atemluft?
RAMSIS - ein System zur Erhebung und Vermessung dreidimensionaler Korperhaltungen
von Menschen zur ergonomischen Auslegung von Bedien- und Sitzplätzen im Auto
Partikelimmission. Quellen, Ausbreitung, Umwandlung - Literaturstudie -
vergriffen
DM 95,vergnffen
DM 90
UM 2 5 DM 85.DM 90,-
vergriffen
DM
50,-
DM 110.DM 85,DM 45.DM 40 DM 30,DM
DM
DM
DM
DM
85 45,65,65.85,-
DM
DM
DM
DM
DM
DM
DM
60-
85,75.70.25,50,50.-
DM 35.DM 50.-
DM 170.DM 95.30,60.40,95.45,35,85,DM320.DM 380,DM 25.DM 95,DM 30,DM 85,DM
DM
DM
DM
DM
DM
DM
90,30,95,95,85,DM140.DM
DM
DM
DM
DM
DM210.DM 5 5 -

Presseinfo

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