Verhalten, Vorkommen und gesundheitliche Aspekte von

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ISSN 1862-8052
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ISBN 978-3-939652-45-8
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Druck: StMUGV, München
Verhalten, Vorkommen
und gesundheitliche Aspekte
von Feinstäuben in Innenräumen
Band 17 der Schriftenreihe
Materialien zur Umweltmedizin
Andere Fachinformationen zur Umweltmedizin
Gesundheit und Umwelt – Materialien zur Umweltmedizin
Erstmalig im Jahr 2001 hat das Bayerische Staatsministerium für Umwelt, Gesundheit und
Verbraucherschutz eine Reihe „Gesundheit und Umwelt - Materialien zur Umweltmedizin“
herausgegeben. Diese Reihe wird, beginnend mit dem Band 9, durch das Sachgebiet
Umweltmedizin des Bayerischen Landesamtes für Gesundheit und Lebensmittelsicherheit
(LGL) fortgeführt.
Die Materialien zur Umweltmedizin dienen der allgemeinen Information und im Besonderen
der Fachinformation der bayerischen Gesundheitsbehörden zu Themen aus den Bereichen
Umweltmedizin, Umwelthygiene, Umwelttoxikologie und Umweltepidemiologie.
Bisher sind in dieser Schriftenreihe folgende Bände erschienen:
Band 1
Mobilfunk: Ein Gesundheitsrisiko? (2001)
Band 2
PCB – Polychlorierte Biphenyle (2001)
Band 3
Fortbildung Umweltmedizin (Material der Fortbildung der Bayerischen Akademie für
Arbeits-, Sozial- und Umweltmedizin am 20./21.11.2001)
Band 4
Untersuchung und Bewertung der PCB-Belastung von Schülern und Lehrern in der
Georg-Ledebour-Schule, Nürnberg (2002)
Band 5
Aufgaben bei der Altlastenbehandlung (Material der Fortbildung der Akademien für
Gesundheit, Ernährung und Verbraucherschutz am 19./21.11.2002)
Band 6
Schutz vor der Entstehung allergischer Krankheiten:
Protektive Faktoren des bäuerlichen Lebens (2003)
Band 7
Umwelt und Gesundheit im Kindesalter. Ergebnisse einer Zusatzerhebung im Rahmen
der Schuleingangsuntersuchung 2001/2002 in 6 Gesundheitsämtern (2004)
Band 8
Projektbericht Schuleingangsuntersuchungen 2003: Umwelt und Gesundheit (2004)
Band 9
Grundlagen und Bewertungen im Rahmen des Human-Biomonitorings (2005)
Band 10
Longitudinale Kohortenstudie zur Erfassung akuter pulmonaler, kardialer und
hämatologischer/hämostaseologischer Wirkungen von Feinstaub unter realen
Umweltbedingungen (CorPuScula) (2005)
Band 11
Umweltmedizinische Bedeutung von Dieselruß / Feinstaub (2005)
Band 12
Kind und Umwelt - Teilprojekt Umweltperzeption und reale Risiken (2005)
Band 13
Aktuelle umweltmedizinische Probleme in Innenräumen, Teil 1 (2005)
Band 14
Literaturstudie zu Acrylamid und aromatischen Aminen (2006)
Band 15
Band 16
Umweltmedizinische Bedeutung perfluorierter Kohlenwasserstoffe (PFC) (2006)
sowie der vorliegende
Band 17
Verhalten, Vorkommen und gesundheitliche Aspekte von Feinstäuben in Innenräumen
(2007)
Die Fachinformationen zur Umweltmedizin dienen der allgemeinen Information und im Besonderen
der Fachinformation der Gesundheitsbehörden zu Themen aus den Bereichen Umweltmedizin,
Toxikologie und Umweltepidemiologie.
Herausgeber: Bayerisches Landesamt für Gesundheit und Lebensmittelsicherheit
Eggenreuther Weg 43
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Telefax:
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Fotos:
Bayerisches Landesamt für Gesundheit und Lebensmittelsicherheit
E-Mail:
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Druck:
Stmugv, München
Stand:
Dezember 2007
© Bayerisches Landesamt für Gesundheit und Lebensmittelsicherheit, alle Rechte vorbehalten
Gedruckt auf Papier aus 100 % Altpapier
Autorinnen und Autoren des Berichts:
1
2
3
1
4
Hermann Fromme , Thomas Gabrio , Thomas Lahrz , Silvio Dietrich , Helmut Sagunski , Herbert
5
2
1
Grams , Bernhard Link , Dorothee Twardella
1
Sachgebiet Umweltmedizin, Bayerisches Landesamt für Gesundheit und Lebensmittelsicherheit
2
Regierungspräsidium Stuttgart – Landesgesundheitsamt
3
Institut für Lebensmittel, Arzneimittel und Tierseuchen Berlin im BBGes, Landesmessstelle für
Gefahrstoffrecht und Innenraumhygiene
4
Behörde für Soziales, Familie, Gesundheit und Verbraucherschutz, Fachabteilung Gesundheit und
Umwelt, Hamburg
5
Niedersächsisches Landesgesundheitsamt
Erweiterter Text eines Berichtes für die Länder-Arbeitsgruppe Umweltbezogener Gesundheitsschutz
(LAUG)
ISSN 1862-8052
ISBN 978-3-939652-45-8
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ISSN 1862-9601
ISBN 978-3-939652-46-5
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2
Inhaltsverzeichnis
1
2
3
Arbeitsauftrag und Beschlüsse der LAUG ........................................................................5
Einführung.........................................................................................................................7
Grundsätzliches zu Feinstäuben.....................................................................................10
3.1
Allgemeines .............................................................................................................10
3.2
Wichtige Begriffsbestimmungen ..............................................................................12
4 Messverfahren zur Charakterisierung von Partikeln .......................................................15
5 VDI/DIN-Normen im Bereich von Partikelmessungen.....................................................18
6 Verhalten und Transport von Feinstäuben in Innenräumen............................................21
6.1
Infiltration / Penetration ............................................................................................22
6.2
Deposition ................................................................................................................23
6.3
Resuspension ..........................................................................................................23
6.4
Partikelneubildung, Koagulation und Phasenübergänge .........................................25
7 Ergebnisse zur Expositionssituation in Innenräumen .....................................................26
7.1
Feinstäube in Wohnungen / Häusern ......................................................................26
7.1.1
Messungen zur Partikelmasse..........................................................................26
7.1.2
Messungen von ultrafeinen Partikeln................................................................30
7.2
Feinstäube Gemeinschaftseinrichtungen.................................................................31
7.2.1
7.2.2
7.2.3
Hinweise zu den Quellen der Feinstaubbelastung in Schulen..........................36
7.2.4
Interventionsstudien zu Reinigung/Lüftung und Feinstaubbelastung ...............37
7.2.5
Zusammenfassende Schlussfolgerungen für den Bereich Schulen .................38
7.3
Feinstäube in Bürogebäuden...................................................................................40
7.3.1
7.3.2
Messungen zur Partikelanzahl..........................................................................42
7.3.3
Zusammenfassende Bemerkung für den Bereich Büroräume..........................43
7.4
Feinstaubemissionen von Kopiergeräten und Druckern in Innenräumen ................44
7.5
Feinstäube in Gaststätten und vergleichbaren Einrichtungen .................................46
7.5.1
7.5.2
7.5.3
Messungen in Küchenbereichen ......................................................................51
7.5.4
Zusammenfassende Schlussfolgerungen für den Bereich Gaststätten............52
7.6
Feinstäube in Verkehrsmittelinnenräumen ..............................................................53
7.6.1
Feinstäube in oberirdischen Verkehrsmitteln....................................................53
7.6.1.1
Messungen zur Partikelmasse ..................................................................53
7.6.1.2
Messungen in tabakrauchbelasteten Kraftfahrzeugen ..............................55
7.6.1.3
Messungen von ultrafeinen Partikeln ........................................................56
7.6.2
Feinstäube in unterirdischen Verkehrsmitteln...................................................57
7.6.2.1
Messungen zur Partikelmasse ..................................................................57
7.6.2.2
Messungen von ultrafeinen Partikeln ........................................................58
8 Wichtige Quellen und Einflussfaktoren auf Feinstäube in Innenräumen.........................59
8.1
Verbrennungsprozesse in Innenräumen..................................................................59
8.2
Kochaktivitäten.........................................................................................................61
8.3
Reinigungsaktivitäten...............................................................................................63
8.4
Biologische Quellen .................................................................................................64
8.5
Sekundäre organische Aerosole (SOA)...................................................................66
8.6
Beitrag der Außenluft an den Innenraumluftgehalten ..............................................68
9 Toxikologische Aspekte von Feinstäuben in der Innenraumluft......................................72
10
Epidemiologische Aspekte von Feinstäuben in der Innenraumluft..............................75
11
Risikoabschätzung von Feinstäuben in der Innenraumluft..........................................82
3
12
13
14
15
16
Offene Fragen / Forschungsbedarf .............................................................................84
Vorläufige Empfehlungen ............................................................................................86
Zusammenfassung ......................................................................................................88
Short summary ............................................................................................................93
Literaturverzeichnis (Bericht und Anhang) ..................................................................98
Anhang
A Untersuchungen des Landesgesundheitsamtes Baden-Württemberg
B Untersuchungen des Bayerischen Landesamtes für Gesundheit und
Lebensmittelsicherheit
C Untersuchungen des Institut für Lebensmittel, Arzneimittel und
Tierseuchen Berlin…
D Interventionsstudien „Feinstaub und Lüftung/Reinigung“
(ein genaueres Inhaltsverzeichnis für den Anhang ist am Anfang des Anhangs zu finden)
4
1 Arbeitsauftrag und Beschlüsse der LAUG
Ausgangsbeschluss
Die LAUG hat auf ihrer Sitzung am 19./20. September 2005 in Bremen die Länder BadenWürttemberg, Bayern, Berlin und Hamburg gebeten, ihre Untersuchungsergebnisse im Bereich "Exposition durch Feinstaub in Innenräumen und ihre gesundheitliche Bewertung" zusammenzufassen. Inzwischen hat sich Bayern bereit erklärt, diese Bewertung vorzunehmen.
Die Länder werden deshalb gebeten, Bayern Ihre entsprechenden Daten zur Verfügung zustellen sowie ihre laufenden oder geplanten Vorhaben mitzuteilen. Bayern wird gebeten, die
Ergebnisse zusammenzuführen, einen abgestimmten Bericht mit gesundheitlicher Bewertung zu erstellen und ggf. Handlungsempfehlungen zu erarbeiten. Bayern wird ferner um
Prüfung gebeten, welche der laufenden oder geplanten Vorhaben der Länder in diesem Bereich für eine engere Kooperation geeignet sind und hierzu ggf. Vorschläge zu unterbreiten.
Auf ihrer 9. Sitzung am 18./19. September 2006 hat die LAUG beschlossen, den vorgelegten
Zwischenbericht vom September 2006 unter Beteiligung interessierter Länder fortzuschreiben und einen abgestimmten Endbericht zur nächsten Sitzung der LAUG vorzulegen.
Abschließender Beschluss der LAUG auf ihrer Sitzung am 24./25. September 2007
Die LAUG dankt Bayern und den beteiligten Ländern Baden-Württemberg, Berlin, Hamburg
und Niedersachsen für den vorgelegten Bericht zur Belastung von Wohnungen, Schulen,
Kindertagessstätten, Büroräumen, Gaststätten, Diskotheken und Verkehrsmittelinnenräumen
mit Feinstaub und nimmt ihn zur Kenntnis. Bayern wird gebeten, eine Druckfassung einschließlich einer englischen Zusammenfassung zu erstellen.
Die LAUG bittet die Ad-hoc-Arbeitsgruppe „Innenraumrichtwerte der IRK / AOLG“, auf der
Basis des Berichtes eine Stellungnahme zur Festsetzung von Richtwerten bis zur nächsten
LAUG-Sitzung abzugeben. Sie bittet die Ad-hoc-Arbeitsgruppe ferner um Vorschläge für die
weitere Vorgehensweise unter Berücksichtigung der Aspekte von Größe, Morphologie, In-
5
haltsstoffen des Feinstaubs, deren toxikologischen Wirkungsprofilen sowie DosisWirkungsbeziehungen.
Die LAUG bittet die AOLG, über die GMK den Bericht der Bundesregierung zur Kenntnis zu
geben mit der Bitte, Mittel zur Untersuchung der gesundheitlichen Wirkungen von Feinstäuben in Innenräumen (z. B. im Rahmen des Ufoplans des UBA) bereitzustellen.
Die LAUG bittet die AOLG, über die GMK die Bitte an die Bundesregierung heranzutragen,
den Bericht an die einschlägigen europäischen Gremien (DG SANCO, SCHER) mit der Bitte
um Kenntnisnahme zu übersenden.
6
2 Einführung
Veränderte Lebens- und Arbeitsgewohnheiten haben dazu geführt, dass wir uns in Industrieländern täglich zu über 90 Prozent im Inneren von Gebäuden aufhalten. In ihnen können wir
dabei einer Vielzahl an zum Teil gesundheitlich bedenklichen Fremdstoffen ausgesetzt sein.
Aufgrund ihrer Heterogenität stellen sich in Innenräumen sehr komplexe Expositionsmuster
ein, bei denen neben Einträgen aus der Außenluft auch wichtige Quellen im Innenraum
selbst berücksichtigt werden müssen. Dies trifft grundsätzlich auch auf die Feinstaubbelastung in Innenräumen zu, die in ihrer Vielschichtigkeit betrachtet und gesundheitlich differenziert bewertet werden muss. In jeden Fall sind unterschiedlich genutzte Räume (z.B. Wohn-,
Schlaf-, Bastel-, Freizeit- und Kellerräume, Arbeitsräume und Arbeitsplätze in Gebäuden, öffentliche Gebäude mit Publikumsverkehr, Gaststätten, Gemeinschaftseinrichtungen wie
Schulen und Kindergärten sowie Räume in Kraftfahrzeugen und anderen Verkehrsmitteln) zu
unterscheiden. Darüber hinaus hat sich gezeigt, dass die Höhe der in Innenräumen auftretenden Feinstaubgehalte räumlich, aber auch zeitlich sehr variabel sein kann. Neben den im
nahen Umfeld des Innenraumes vorherrschenden Bedingungen in der Außenluft (z.B. Lage
an einer stark befahrenen Straße oder in einer ländlichen Region) und den aktuellen klimatischen Verhältnissen, sind die baulichen Gegebenheiten des Gebäudes und die Lüftungsbedingungen von Bedeutung. Daneben können Aktivitäten in den Innenräumen selbst erheblich
zur aktuellen Belastungssituation beitragen. Daher sollten folgende Einflussfaktoren bei der
Betrachtung und Bewertung der partikulären Innenraumluftgehalte jeweils besonders berücksichtigt werden:
● Umweltbedingungen
- Außenluftgehalte
- Meteorologie (z.B. Winddruck, Windgeschwindigkeit, Temperatur, Feuchtigkeit)
- Lage des Objektes (z.B. zu potentiellen Quellen)
● Gebäudebedingungen
- Lüftungsbedingungen (z.B. natürliche, technische Lüftung)
- Bauweise, „Dichtigkeit“ des Gebäudes
● Innenraumbedingungen
- Rauchen von Tabakprodukten
- direkte Innenraumquellen (z.B. offene Feuerquellen der Energie- und Wärmeversorgung,
Reinigungs- und Kochaktivitäten)
- indirekte Quellen: Depositions- und Resuspensionsvorgänge (z.B. Luftbewegung,
7
körperliche Aktivität im Raum)
- Hobby- und Freizeitaktivitäten
- der Mensch oder Haustiere als Quelle (z.B. durch Kleidung, Haut und Haare
[das Phänomen „personal cloud“])
Wesentliche Erkenntnisse zum Thema „Feinstaub“ resultieren derzeit aus Außenluftmessungen im Bereich Verkehr, Industrie und Gewerbe (z.B. stationäre und mobile Messstellen von
Umweltbehörden). Bei ihnen handelt es sich primär um quellenorientierte Messprogramme
im Zusammenhang mit der Feinstaubrichtlinie der EU bzw. der Verordnung über Immissionswerte für Schadstoffe in der Luft (EU-Richtlinie 1999/30/EG, 22. BImSchV). Während
Partikelmessungen in der Außenluft häufig durchgeführt werden und Ergebnisse in großem
Umfang und oft zeitlich hoch aufgelöst vorliegen, gibt es, auch aufgrund ihrer Komplexität,
deutlich weniger Daten zur Belastungssituation von Innenräumen.
Die in den letzten 20 Jahren gewonnenen Erfahrungen mit chemischen und biologischen
Schadstoffen in der Innenraumluft und im Hausstaub zeigen, dass sich die Zusammensetzung und die gesundheitliche Wirkung der Innenraumluft, resultierend aus der andersartigen
Quellenlage und der unterschiedlichen Dynamik, deutlich von der Außenluft unterscheiden
kann. Die Feinstaubbelastung in Innenräumen wird zwar je nach Nutzungsart, Bauart und
Lage des Objekts auch von der Außenluft mitbestimmt, in der Regel sind hier aber zusätzliche Quellen relevant.
Auch die Sedimentation des Hausstaubes als Sammelprodukt führt einerseits zu einer Abnahme des Staubgehalts in der Luft, der Staub kann jedoch andererseits durch Aktivitäten im
Innenraum (Reinigungsmaßnahmen, Bewegung) wieder aufgewirbelt werden. Auch vorhandene filmbildende schwerflüchtige organische Verbindungen wie z.B. Fette, Fettsäuren,
Wachse, Silikone und Weichmacher können mit dem Staub Konglomerate bilden und beeinflussen so die Feinstaubpartikel im Innenraum.
Eine wesentliche Ursache des Unterschiedes zwischen Feinstaub in der Innenraum- und der
Außenluft sind neben zusätzlichen Quellen auch die andersartigen Ausbreitungsmodalitäten
in der Innenraumluft, die auf die oft geringen Luftaustauschraten und die kürzeren Abstände
zu den Quellen zurückgeführt werden können. Des Weiteren treten in der Innenraumluft auf
engem Raum Wechselwirkungen zwischen der Staubfreisetzung, seiner Verteilung in der
Raumluft und der Abscheidung auf unterschiedlich strukturierten Oberflächen auf.
8
Vor diesem Hintergrund will der vorgelegte Bericht den derzeitigen Kenntnisstand zur Expositionssituation in Innenräumen und den gesundheitlichen Wirkungen von Innenraumstäuben
darstellen, erste Eckpunkte für eine Bewertung setzen und weiteren Forschungsbedarf aufzeigen.
Im Anhang sind zudem die umfangreichsten bisher in Deutschland durchgeführten Studien
zur partikulären Belastung der Innenraumluft zusammengestellt.
9
Grundsätzliches zu Feinstäuben
3.1 Allgemeines
Partikuläre Luftinhaltsstoffe bilden, wenn sie dispers in der Luft verteilt sind, mit den Gasen
kolloidale Systeme, die auch als Aerosol bezeichnet werden. Der Begriff umfasst sowohl
„feste“ (Stäube) als auch „flüssige“ Partikel (Nebel). Neben den natürlichen Aerosolquellen
(z.B. Seesalz der Meere, Vulkanausbrüche, aufgewirbelter Saharasand) und biogenen Aerosolen (z.B. Pollen, Sporen, Bakterien, Viren) spielen anthropogene Quellen (z.B. Verbrennungsprozesse) eine wichtige Rolle.
Nach ihrer Freisetzung bilden die anorganischen und organischen Reaktionszwischenprodukte schnell ultrafeine Partikel (Nukleation), die im weiteren Verlauf aus thermodynamischen Gründen zu größeren Einheiten aggregieren (Koagulation). Diese Umwandlungsprozesse sind schematisch in der Abbildung 1 dargestellt.
Die Partikel der feinen Fraktion entstehen primär durch diese Umwandlungsprozesse aus
Gasen oder im Rahmen von Verbrennungsprozessen. Sie setzen sich typischerweise zusammen aus Nitraten, Sulfaten, Ammonium, elementaren Kohlenstoff, einer großer Anzahl
organischer Verbindungen und Spurenelementen. Die Partikel in der groben Feinstaubfraktion entstehen hingegen weitgehend mechanisch durch den Zerfall größerer fester Partikel. In
städtischer Umgebung beinhaltet diese Fraktion typischerweise aufgewirbelten Staub von
Straßen und von industriellen Prozessen, sowie biologisches Material wie Pollen und Bakterien und deren Fragmente. Sie enthält ebenfalls vom Wind getragenes Erdkrustenmaterial
aus landwirtschaftlichen Prozessen, unbedecktem Boden, Schotterstraßen und Bergbauaktivitäten.
Vor diesem Hintergrund wird klar, dass Aerosole äußerst komplexe dynamische Systeme
sind, die im zeitlichen Verlauf beständigen Veränderungen unterworfen sind, die u.a. ihr Verhalten und ihren Verbleib in der Atmosphäre wesentlich beeinflussen.
Die Zusammensetzung des Umweltaerosols enthält sehr unterschiedliche Partikel, die sich
insbesondere in Größe, Form und chemischer Zusammensetzung erheblich unterscheiden
können. Während die größeren Partikel dabei überwiegend die Masse des Umweltaerosols
bestimmen, wird die Anzahlkonzentration und auch die Oberfläche fast ausschließlich durch
die ultrafeinen Partikel dominiert. Dieser Zusammenhang ist beispielhaft in der Tabelle 1
dargestellt.
10
Tabelle 1: Relativer Einfluss der Partikelgröße auf Anzahl und Oberfläche (modifiziert nach
Harrison et al. 2003)
Table 1: Relative contribution of particle size on particle number and surface (from Harrison
et al. 2003)
Partikelanzahl
Partikeldurchmesser
Partikeloberfläche
(µm)
10
1
1
1
1000
100
0,1
1.000.000
10.000
0,01
1.000.000.000
1.000.000
Abb. 1: Schematische Darstellung der Transformations- und Umwandlungsprozesse von
Partikeln (nach Peters et al. 1998)
Figure 1: Transformation and growth mechanisms of ambient particles (nach Peters et al.
1998)
11
3.2 Wichtige Begriffsbestimmungen
In der wissenschaftlichen Literatur werden die verschiedenen Begriffe zur Partikelcharakterisierung oft nicht einheitlich gebraucht. Dies liegt insbesondere daran, dass sich die Begrifflichkeit in unterschiedlichen Bereichen (z.B. Arbeitsschutz, Umweltschutz, Regulation) entwickelt hat und an die speziellen Bedürfnisse und analytischen Möglichkeiten angepasst wurden. Es haben sich drei Klassifikationen herausgebildet, eine nach der beobachteten Partikelverteilung und den Bildungsmechanismen (z.B. Nucleation Mode, Aitken Mode, Accumulation Mode, Fine Mode Particles, Coarse Mode Particles) und zwei weitere, die sich auf den
aerodynamischen Partikeldurchmesser als einen möglichen Äquivalentdurchmesser beziehen. Eine Klassifikation charakterisiert dabei die Partikel aufgrund ihrer Fähigkeit bestimmte
Lungenkompartimente zu erreichen und die andere orientiert sich am cut point des jeweiligen
Sammelsystems.
Im Bereich des Arbeitsschutzes folgte über lange Zeit die Definition des luftgetragenen Feinstaubes der Johannesburger Konvention von 1959. Hierbei liegt der Durchlassgrad eines
Vorabscheiders, der dieser Konvention folgt, bei 50 % für Partikel mit einem aerodynamischen Durchmesser von 5,0 µm und geht auf 0 % für Teilchen mit einem aerodynamischen
Durchmessers von 7,1 µm zurück. Um eine weltweite Harmonisierung von Probenahmekonventionen zur Messung von Schwebstoffen in der Luft am Arbeitsplatz zu erreichen, wurde
1993 die DIN EN 481 (DIN 1994) veröffentlicht, mit der unter anderem eine alveolengängige
Fraktion (A-Staub) bestimmt wird. Sie entspricht der amerikanischen Definition der Respirable Particulate Matter (RPM) der American Conference of Governmental Industrial Hygienists von 1994 (ACGIH 1994). Ein Vergleich mit der Johannesburger Konvention zeigt, dass
bei Partikeln bis 2,5 µm Durchmesser eine vollständige Übereinstimmung besteht. Bei Partikeln zwischen 2,5 und 6,5 µm wird nach der Johannesburger Konvention aber ein größerer
Anteil (ca. 20 % Unterschied bei 5 µm) gesammelt als nach der DIN EN 481. Partikel größer
als 7,1 µm werden nach der Johannesburger Konvention von Sammlern dagegen nicht mehr
erfasst. Es kann davon ausgegangen werden, dass beide Konventionen in der Praxis der
vorkommenden Partikelverteilungen gut übereinstimmen (Siekmann & Blome 1994).
12
Insbesondere im Rahmen von Immissionsmessungen im Umweltschutz haben sich andere
Definitionen entwickelt (siehe [EPA 2004]). So wurde 1987 in den USA der Begriff Total
Suspended Particulate (TSP) eingeführt, der bei den (damals) gebräuchlichen High - Volume
- Samplern mit einem cut-off-Punkt bis 70 µm definiert war. Im weiteren Verlauf wurde, auch
um der menschlichen Atemcharakteristik besser zu entsprechen, insbesondere im Rahmen
von Immissionsmessungen der Begriff PM10 (Particulate Matter) bzw. PM2,5 von der amerikanischen Umweltschutzbehörde eingeführt. Auch die europäischen Regelungen zum Immissionsschutz gehen derzeit von der PM10-Fraktion aus und beziehen sich auf eine Referenzmethode, die in der DIN EN 12341 (1999) beschrieben wurde.
In der Abbildung 2 ist beispielhaft eine charakteristische Partikelverteilung für einige der gebräuchlichsten Konventionen dargestellt. Zum besseren Verständnis sind darüber hinaus einige gebräuchliche Definitionen in der Tabelle 2 zusammengestellt.
Deposition (%)
alveolar
PM2,5
PM10
100
80
60
40
20
0
1
2
3
4
10
20
30
100
aerodynamischer Durchmesser (µm)
Abb. 2: Abscheidegrad als Massenanteil am gesamten luftgetragenen Partikelkollektiv für
verschiedene Probenahmekonventionen
Figure 2: Percent deposition of particles in accordance to different sampling conventions
13
Tab. 2: Wichtige Begriffsbestimmungen (nach DIN EN 481 und EPA 2004)
Table 2: Important definitions (in accordance to DIN EN 481 and EPA 2004))
Begriff
Definition
Gebräuchliche Definitionen im Arbeitsschutz
Einatembare Fraktion
Der Massenanteil aller Schwebstoffe, der durch Mund und
Nase eingeatmet wird
Extrathorakale Fraktion
Der Massenanteil eingeatmeter Partikel, der nicht über den
Kehlkopf hinaus eindringt
Thorakale Fraktion
Der Massenanteil eingeatmeter Partikel, der über den Kehlkopf hinaus vordringt (Partikel bis maximal ca. 50 µm*)
Alveolengängige Fraktion Der Massenanteil eingeatmeter Partikel, der bis in die nichtciliierten Luftwege vordringt (sogenannter A-Staub) (entspricht
ungefähr PM4; Partikel bis maximal ca. 16 µm*)
RPM oder RSP
Respirable particulate matter, respirable suspended particulate; entspricht der alveolengängigen Fraktion (definiert von
der American Conference of Governmental Industrial Hygienists)
Gebräuchliche Definitionen im Umweltschutz und Gesundheitsschutz
TSP
Ultrafeine Partikel
Total suspended particulates; Gesamtschwebstaub bis zu einem Partikeldurchmesser bis ca. 70 µm*
Partikelfraktion, die einen größenselektiven Lufteinlass passiert, der für einen aerodynamischen Durchmesser von 10
µm* eine Abscheidewirksamkeit von 50 % hat (Partikel bis
maximal ca. 20 µm*)
Entspricht ungefähr der alveolengängigen Fraktion und dem
RPM
Partikelfraktion, die einen größenselektiven Lufteinlass passiert, der für einen aerodynamischen Durchmesser von 2,5
µm* eine Abscheidewirksamkeit von 50 % hat (Partikel bis
maximal ca. 5-6 µm*)
Partikelfraktion größer als 2,5 µm* Durchmesser, die wesentlich durch mechanischem Abrieb und Aufwirbelungen von
Bodenstaub besteht
Feinstaub mit einem Durchmesser kleiner als 2,5 µm*, die
primär aus Gasen oder sekundär durch Nukleation und Kondensation gebildet werden
Partikel mit einem Durchmesser < 100 nm
Nanopartikel
Partikel mit einem Durchmesser < 50 nm
PM10
PM4
PM2,5
Coarse mode particles
Fine mode particles
*: angegeben als aerodynamischer Durchmesser. Hierbei handelt es sich um den geometrischen Durchmesser bezogen auf eine Kugel mit der Dichte 1 g/cm3, welche die gleiche
Sinkgeschwindigkeit in ruhender oder laminar strömender Luft hat
14
4 Messverfahren zur Charakterisierung von Partikeln
Zur Probenahme bzw. Messung von Partikeln kommen unterschiedliche Systeme zum Einsatz, deren Methoden z.B. in einem Leitfaden des Umweltbundesamtes (UBA 2004) ausführlich dargestellt sind und im Folgenden nur kurz beschrieben werden.
● Zur kontinuierlichen und diskontinuierlichen Schwebstaubprobenahme wird von einer volumengesteuerten Pumpe Luft angesaugt und nach dem Impaktionsprinzip auf einem Filter
abgeschieden. Je nach Wahl des Probenahmekopfes mit einem größenselektierenden Einlass können in der Folge unterschiedliche Größenfraktionen des Umweltaerosols (z.B.
PM10, PM2,5, PM1) ermittelt werden. Die Partikelmasse wird gravimetrisch durch Differenzwägung vor und nach der Beladung mit luftgetragenen Partikeln bestimmt und in Verbindung mit den aufgezeichneten Volumenströmen in Massenkonzentrationen (µg/m³) umgerechnet. Das Prinzip des Impaktors beruht darauf, dass die Probeluft durch eine Düse mit
hoher Geschwindigkeit auf eine Impaktionsplatte geleitet wird. Dort wird der Staub durch
seine Trägheit entsprechend der Korngröße abgeschieden, während die Luft mit nicht abgeschiedenen (feineren) Staubfraktionen seitlich abgeführt wird (siehe Abbildung 3).
● Dem Messprinzip des TEOM (Tapered Element Oscillating Microbalance) Verfahrens liegt
eine Frequenzänderung einer mit einem Filter verbundenen oszillierenden Einheit zu
Grunde. Bewirkt wird diese Änderung der Frequenz durch sich auf dem Filter absetzende
Partikel, die durch eine Mikrowaage gewogen werden. Die Massenbestimmung erfolgt dabei quasi in Echtzeit gleichzeitig mit der Probenahme.
● Bei der Staubmessung mittels der Betastrahlenabsorption wird die Probeluft durch ein Filterband gesaugt. Die auf dem Filterbandabschnitt abgeschiedene Staubmenge wird über
die Schwächung der Betastrahlung beim Durchtritt durch den bestaubten Filter gemessen.
Als Strahlungsquelle wird eine künstlich hergestellte radioaktive Quelle (z.B. Krypton 85)
und als Detektor ein Geiger-Müller-Zählrohr oder eine Ionisationskammer benutzt.
● Bei der Bestimmung der Partikelmasse mittels Aethalometer wird die (kontinuierlich erfasste) Abschwächung eines Lichtstrahls durch einen Filter während dessen Beladung mit Aerosolteilchen erfasst. Dabei werden durch eine Lampe gleichmäßig die beladenen und unbeladenen Teile der Filterfläche beleuchtet und die jeweils transmittierte Strahlung mittels
zweier Photodioden gemessen.
15
Abb. 3: Links Querschnitt eines typischen Staubsammlers (z.B. für PM10) (der Firma Thermo
Electron Erlangen) und rechts Flugbahn von unterschiedlichen Partikeln (nach [Siegel 2004])
Figure 3: Left: profile of a typical PM sampler unit; right: tragectories of different particles inside a sampler
● Die Lichtstreuung an kleinen Partikeln kann zur kontinuierlichen photometrischen Messung
von Aerosolen genutzt werden. Mittels eines vorgeschalteten Impaktors und gegebenenfalls eines virtuellen Impaktors kann diese Messung so gestaltet werden, dass, wie bei der
gravimetrischen Messung, Partikel ab einer vorgegebenen Partikelgröße bestimmt werden.
Bei entsprechender thermischer Regulierung und Volumenstromregulierung sowie Führung
des Luftflusses über entsprechende Vorabscheider ist es möglich, nach Kalibrierung mit
einem solchen Gerät quasi parallel unterschiedliche Partikelgrößenkonzentrationen z. B.
PM10 und PM2,5 zu messen.
● Bei den optischen Partikelzählern (Aerosolspektrometern) werden einzelne Partikel mit
dem Probenahmeluftstrom durch ein beleuchtetes Messvolumen transportiert. Im Messraum streuen die Partikel das Laserlicht, das von einem Photodetektor in elektrische Signale umgewandelt wird. Vorteil dieser kleinen, mobilen Geräte ist die gleichzeitige Bestimmung von Anzahl und Verteilung der Partikel sowie der Feinstaubmasse (z.B. PM10, PM2,5,
16
PM1) in einem Größenbereich von ca. 0,1 bis 30 µm. Zu bedenken ist, dass die Umrechnung von Partikelanzahl nach Masse aufgrund verschiedener Grundannahmen erfolgt, deren Validität in Abhängigkeit von der Natur der Partikel variieren kann.
● Bei dem APS (Aerodynamic Particle Sizer) werden Partikel nach ihrer Masse und ihrem
Strömungswiderstand getrennt. Hierbei können Aussagen über Anzahl und Verteilung von
Partikeln im Bereich über ca. 0,1 µm getroffen werden.
● Gesamtpartikelzahlen lassen sich mit dem Prinzip des Kondensationskernzählers
(CNC/CPC) bestimmen. Da die als Messgröße dienende Lichtabsorption mit dem Partikeldurchmesser stark abnimmt, werden die Feinpartikel künstlich (z.B. durch Anlagerung von
Butanol) vergrößert. Zur Bestimmung von Korngrößen kann dem Kondensationskernzähler
ein elektrischer Klassierer (DMA, Differential Mobility Analyzer) vorgeschaltet werden. Dabei werden die im Messgasstrom enthaltenen Partikel nach ihrer elektrischen Mobilität im
Anschluss an die elektrische Aufladung getrennt. Eine Kombination aus Kondensationskernzähler und elektrischem Klassierer wird auch als DMPS (Differential Mobility Particle
Sizer) oder SMPS (Scanning Mobility Particle Sizer) bezeichnet. Der untere Messbereich
umfasst Partikel mit einem Durchmesser ab ca. 3 nm.
● Bei dem Black-Smoke-Verfahren wird der bei niedrigem Probeluftvolumenstrom auf einem
Filter abgeschiedene Staub mittels eines Reflexionsphotometers gemessen. Die photometrisch gemessenen Black-Smoke-Werte werden mit Hilfe einer früher aufgestellten Kalibrierkurve in gravimetrische Werte (µg/m3) umgerechnet. Zu berücksichtigen ist bei diesem
einfachen Verfahren, dass z.B. die Staubfarbe wegen des unterschiedlichen Reflexionsgrades der Partikel einen erheblichen Einfluss auf das Messergebnis hat.
● Die Schwärzung von feinstaubbeladenen Filtern kann mittels eines Reflektometers gemessen werden, mit dem die Reflektion des Lichtes in Prozent ermittelt werden kann. Mit Hilfe
von Leerfiltern kann die Reflektion vor jeder Messung auf 100% gesetzt werden und der
Absorptionskoeffizient in Anlehnung an die ISO 9835 mit Hilfe der folgenden Formel bestimmt werden
Abscoeff = (0,5A) ln(R0/Rf)/V,
wobei A die beladene Filterfläche (in m²), R0 die Reflexion des Leerfilters (in %), Rf die Reflexion des beladenen Filters (in %) und V das gesammelte Luftvolumen (in m³) ist.
17
5 VDI/DIN-Normen im Bereich von Partikelmessungen
DIN EN 12341: 1999-03 Luftbeschaffenheit – Ermittlung der PM10-Fraktion von Schwebstaub – Referenzmethode und Feldprüfverfahren zum Nachweis der Gleichwertigkeit von
Messverfahren Referenzmessmethode. Berlin: Beuth Verlag
DIN EN 14907, November 2005, Luftbeschaffenheit, Gravimetrische Referenzmessmethode
für die Bestimmung der PM2,5-Massenfraktion des Schwebstaubes; Deutsche Fassung
prEN 14907;2005
DIN EN ISO/IEC 17025: 2000-04 Allgemeine Anforderungen an die Kompetenz von Prüfund Kalibrierlaboratorien Berlin: Beuth Verlag
DIN 66141: 1974-02 Darstellung von Korn-(Teilchen-)größenverteilungen; Grundlagen. Berlin: Beuth Verlag
VDI 2066 Blatt 5 : 1994-11 Messen von Partikeln – Staubmessung in strömenden Gasen;
Fraktionierende Staubmessung nach dem Impaktionsverfahren – Kaskadenimpaktor
VDI 2463, Blatt 1, November 1999, Messen von Partikeln, Messen der Massenkonzentrationen, Grundlagen
VDI 2463, Blatt 7, August 1982, Messen von Partikeln, Messen der Massenkonzentrationen
(Immission, Filterverfahren, Kleinfiltergerät GS 050
VDI 3489 Blatt 1 Messen von Partikeln, Methoden zur Charakterisierung und Überwachung
von Prüfaerosolen (Übersicht), Januar 1990
von Prüfaerosolen, Kondensationskernzähler mit kontinuierlichem Durchfluss, Dezember
1995
von Prüfaerosolen, Optischer Partikelzähler, März 1997
von Prüfaerosolen, Relaxationszeitspektrometer, Dezember 1996
VDI 3491 Blatt 1 Messen von Partikeln, Kennzeichnung von Partikeldispersionen in Gasen,
Begriffe und Definitionen, September 1980
18
VDI 3491 Blatt 3 Messen von Partikeln, Herstellungsverfahren für Prüfaerosole, Herstellung
von Latexaerosolen unter Verwendung von Düsenzerstäubern, November 1980
VDI 3491 Blatt 13 Messen von Partikeln, Herstellungsverfahren für Prüfaerosole, Herstellung
von Prüfaerosolen mittels eines Schwingblenden-Aerosolgenerators, Juni 1996
VDI 3491 Blatt 15 Messen von Partikeln, Herstellungsverfahren für Prüfaerosole, Verdünnungssysteme mit kontinuierlichem Durchfluss, Dezember 1996
VDI 3867 Blatt 1 : 2006-02 Messen von Partikeln in der Außenluft – Charakterisierung von
Prüfaerosolen – Bestimmung der Partikelanzahlkonzentration und Anzahlgrößenverteilung – Grundlagen. Berlin: Beuth Verlag
VDI 3867 Blatt 2 Messen von Partikeln in der Außenluft – Charakterisierung und Überwachung von Prüfaerosolen – Bestimmung der Partikelanzahlkonzentration und Anzahlgrößenverteilung – Kodensationskernzähler (in Vorbereitung)
VDI 3867 Blatt 3 Messen von Partikeln in der Außenluft – Charakterisierung und Überwachung von Prüfaerosolen – Bestimmung der Partikelanzahlkonzentration und Anzahlgrößenverteilung – Mobilitätsspektrometer (in Vorbereitung)
VDI 3867 Blatt 4 Messen von Partikeln in der Außenluft – Charakterisierung und Überwachung von Prüfaerosolen – Bestimmung der Partikelanzahlkonzentration und Anzahlgrößenverteilung – Optischer Partikelzähler (in Vorbereitung)
VDI 3867 Blatt 5 Messen von Partikeln in der Außenluft – Charakterisierung und Überwachung von Prüfaerosolen – Bestimmung der Partikelanzahlkonzentration und Anzahlgrößenverteilung – Relaxationszeitspektrometer (in Vorbereitung)
VDI 4202 Blatt 1 : 2002-06 Mindestanforderungen an automatische Immissionsmesseinrichtungen bei der Eignungsprüfung, Punktmessverfahren für gas- und partikelförmige Luftverunreinigungen. Berlin: Beuth Verlag
VDI 4203 Blatt 3 : 2004-08 Prüfpläne für automatische Immissionsmesseinrichtungen, Prüfprozeduren für Messeinrichtungen zur punktförmigen Messung von gas- und partikelförmige Immissionen. Berlin: Beuth Verlag
VDI 4280 Blatt 1 : 1996-11: Planung von Immissionsmessungen – Allgemeine Regeln für Untersuchungen der Luftbeschaffenheit. Berlin: Beuth Verlag
VDI 4280 Blatt 2 : 2000-12 Planung von Immissionsmessungen – Regeln zur Planung von
Untersuchungen verkehrsbedingter Luftverunreinigungen an Belastungsschwerpunkten.
Berlin: Beuth Verlag
19
VDI 4280 Blatt 3 : 2003-06 Planung von Immissionsmessungen – Messstrategien zur Ermittlung von Luftqualitätsmerkmalen in der Umgebung ortsfester Emissionsquellen. Berlin:
Beuth Verlag
20
6 Verhalten und Transport von Feinstäuben in Innenräumen
Im Rahmen des Transports und des Verbleibs von Partikeln in Innenräumen werden sie
durch eine Reihe physikalischer und chemischer Prozesse grundlegend beeinflusst, was zu
erheblichen Veränderungen ihrer chemischen Zusammensetzung, ihrer physikalischen Charakeristika, ihrer Verteilungsmuster aber auch der messbaren Gehalte führt (Morawska &
Salthammer 2003, Nazaroff 2004, EPA 2004). Wesentliche Prozesse (siehe auch Abbildung
4), die in diesem Zusammenhang berücksichtigt werden müssen, sind:
• Infiltration (Penetration) der Partikel in den Innenraum durch Lüftung über Fenster und
Türen sowie durch Undichtigkeiten bzw. Lücken der Gebäudehülle
• Exfiltration der Partikel durch Entlüftung über Fenster und Türen
• Deposition der Partikel auf Oberflächen des Innenraums
• Resuspension durch Aufwirbelung der Partikeln von Raumoberflächen
• Chemische Prozesse, die zu Neubildung und Koagulation von Partikeln führen.
Abb. 4: Transportvorgänge und Transformationsprozesse mit Auswirkung auf die Partikelbelastung in Innenräumen
Figure 4: Transport and transformation processes with impact of the indoor concentration of
particulate matter
21
6.1 Infiltration / Penetration
Der Penetrationsfaktor (P) ist definiert als der Anteil der Partikelfraktion mit einem spezifischen Durchmesser, der mit der einströmenden Außenluft den Innenraum erreicht. Er ist
eine dimensionslose Maßzahl zwischen 0 und 1. Penetrationsraten lassen sich nur für nicht
genutzte Räume bestimmen.
In der wissenschaftlichen Literatur liegen Ergebnisse verschiedener Studien vor, die auf Beobachtung des Innen zu Außen Verhältnisses der Partikel (Long et al. 2000, Vette et al.
2001, Riley et al. 2002), auf Manipulationen der Gebäudehülle (Thatcher et al. 2003), experimentelle Simulationen im Labor (Mosley et al. 2001, Liu & Nazaroff 2003) oder auf mathematische Modellierungen (Liu & Nazaroff 2001, Thornburg et al. 2001, Riley et al. 2002) zurückgehen.
Die Modellierung der Penetration durch Undichtigkeiten mit kleineren bzw. größeren Durchmessern zeigt, dass bei gleicher Gesamtfläche der Partikeldurchlass durch größere Querschnitte überproportional zunimmt (Liu & Nazaroff 2001). Weiterhin zeigen die Ergebnisse,
das für verschiedene Gebäudetypen und Lückendurchmesser der größte Penetrationsfaktor
für die Partikel im Durchmesserbereich < 2 µm besteht. Beispielhaft ist dieser Zusammenhang in der Abbildung 5 dargestellt.
Abb. 5: Penetrationsrate (P) und Depositionsrate (k) von Partikeln modelliert aus mittleren
(Standardfehler) Daten (Long et al. 2001b)
Figure 5: Penetration efficiencies (P) and deposition rates (k) from models of nightly average
(standard errors) data (Long et al. 2001b)
22
6.2 Deposition
Der Deposition von Partikeln auf Oberflächen liegen unterschiedliche physikalische Mechanismen z.B. der Gravitation und Diffusion zugrunde, die Partikel in die Nähe der Oberflächen
bringen und letztlich abscheiden. Neben der Depositionsgeschwindigkeit wird dieser Prozess
durch die sogenannte Depositionsrate (k) beschrieben, die beispielhaft in der Abbildung 5
dargestellt ist. Es wird dabei deutlich, dass dieser Prozess stark vom Partikeldurchmesser
abhängt und ein Minimum bei Partikeln mit einem Durchmesser von ca. 0,4 µm erreicht. Allerdings lässt sich aus den bisher vorliegenden Studien insgesamt eine erhebliche Variationsbreite belegen (Lai 2002, Morawska & Salthammer 2003, Miguel et al. 2005). Verschiedene andere Faktoren haben einen Einfluss auf die Depositionsrate. So wird die Partikeldeposition, insbesondere der gröberen Partikel, mit steigendem Luftzug im Raum und mit zunehmender Raumfläche erhöht und verändert sich auch mit steigendem Raumausstattungsgrad (Thatcher et al. 2002).
Im Rahmen der Deposition wird der luftgetragene Staub zum Bestandteil des Hausstaubs.
Im repräsentativen Umwelt-Survey von 1990/1992 finden sich Angaben zu Hausstaubniederschlägen in Haushalten (Seifert 1998). Die gemessenen Staubniederschlagsraten zeigten
Abhängigkeiten vom Gebäudealter, Stadt-/Landsituation, der Personenzahl im Haushalt und
dem Raucherstatus. In den Surveys werden als Median (95. Perzentil) für die
Bundesrepublik Werte von 4,6 mg/m2/Tag (21,0 mg/m²/Tag) angegeben. Es wurde unter realen Nutzungsbedingungen gemessen.
6.3 Resuspension
Auf den Oberflächen des Raumes abgelagerte Partikel können insbesondere durch Aktivitäten im Innenraum wieder in die Raumluft resuspendiert werden (Thatcher & Layton 1995,
Ferro et al. 2004a und b, Hussein et al. 2006). Hu et al. (2005) stellen fest, dass im Wesentlichen 3 Einflussgrößen (mechanische Vibration, aerodynamische sowie elektrostatische
Kräfte) eine größere Wirkung als die Gravitation erreichen können und so die Resuspension
von Partikeln beeinflussen. Während Vibrationen und aerodynamische Kräfte in unterschiedlichem Maße zu einer Erhöhung der Resuspension beitragen können, ist die Adhäsion der
Resuspension entgegenwirkt.
In der Arbeit von Ferro et al. (2004b) werden verschiedene Innenraumaktvitäten in Bezug auf
die Resuspension modelliert (Testaktivitäten: Textilien falten, Staubsaugen, Betten machen,
23
auf einem Vorleger tanzen, auf Holzböden tanzen, staubwischen, herumlaufen, sitzen auf
Polstermöbeln)und die Veränderung der PM2,5-Gehalte und die Partikelanzahlkonzentrationen gemessen. Aktivitäten wirkten am stärksten auf die größten gemessenen Partikel > 5µm
und waren in den meisten Fällen nicht mehr im Partikelbereich von 0,3-0,5 µm nachweisbar.
Die in mg/Minute angegebenen Effektstärke bei der Aktivität „2 Personen laufen/sitzen“ war
3 mal höher als die Effektstärke bei einer Person. Tanzen auf einem Läufer (Teppich) war 3x
partikelintensiver als gehen auf dem Läufer. Weiter war tanzen auf dem Läufer 7-9 x partikelintensiver als tanzen auf einem Holzboden.
Auch in verschiedenen Feldstudien wurde gezeigt, dass Aktivitäten im Innenraum (z.B. laufen, spielende Kinder) zu einer deutlichen Erhöhung der Feinstaubgehalte führte, wobei im
Wesentlichen nur gröbere Partikel aufgewirbelt wurden (Thatcher & Layton 1995, Long et al.
2000, Miguel et al. 2005). In der Abbildung 6 sind diese Zusammenhänge grafisch dargestellt. Darüber hinaus zeigte sich, dass die Resuspension in Räumen mit Teppichböden sig-
Verhältnis der Gehalte vor und nach Aktivität
nifikant höher war als in Räumen mit einem glatten Bodenbelag (Long et al. 2000).
7
11,4
6
5
29,5
9,2
Reinigung
2 Min. Bewegung
4 Personen, 5 Min.
4 Personen; 30 Min.
Eintreten
4
3
2
1
0
0,5-1
>1-5
>5-10
>10-25
Partikeldurchmesser (µm)
Abb. 6: Verhältnis der Innenraumluftgehalte unterschiedlicher Partikelfraktionen vor und
nach Aktivitäten, die mit einer Resuspension von Partikeln verbunden sind (Thatcher & Layton 1995)
Figure 6: The ratio of the suspended particle concentration after resuspension activity to the
indoor concentration before that activity, by particle size (Thatcher & Layton 1995)
24
6.4 Partikelneubildung, Koagulation und Phasenübergänge
Im Rahmen chemischer Prozesse im Innenraum können Partikel neu gebildet werden beziehungsweise es zum Partikelgrößenwachstum kommen. Erläuterungen zu diesem sogenannten sekundären organischen Aerosol (SOA) findet sich im Kapitel 8.5.
Der Koagulation in Innenräumen liegt zugrunde, dass Partikel in Innenräumen in Abhängigkeit von z.B. der Anzahl mit einer gewissen Wahrscheinlichkeit miteinander zusammentreffen
und dann die Tendenz haben zu agglomerieren. Dieser Vorgang ist zum Beispiel von Bedeutung bei Quellen ultrafeiner Partikel im Innenraum. Da diese z.B. beim Abbrennen von Kerzen in hohen Anzahlkonzentrationen vorliegen, tendieren sie im weiteren zeitlichen Verlauf
dazu, sich zusammenzuballen, was durch eine Verschiebung der Maxima der Partikelverteilung zu beobachten ist (Dennekamp et al. 2001).
Auch das Phänomen des Phasenübergangs beschreibt einen „Alterungsprozess“, bei dem
z.B. ein Wachstum der Partikel durch Anlagerung von organischen Substanzen oder Wasser
beobachtet wird. Hierunter fällt auch der Wechsel von der Gas- zur kondensierten Phase und
zurück.
25
7 Ergebnisse zur Expositionssituation in Innenräumen
7.1 Feinstäube in Wohnungen / Häusern
7.1.1
Messungen zur Partikelmasse
Innenraumluftbürtiger Feinstaub unterscheidet sich in der physikalischen Qualität und Quantität sowie in der chemischen Zusammensetzung deutlich von der Umgebungsluft außerhalb
von Gebäuden und ist daher in keinem Fall direkt miteinander zu vergleichen.
Aufgrund ihrer Komplexität muss bei Innenräumen grundsätzlich beachtet werden, dass
auch die Feinstaubgehalte von vielfältigen Einflussfaktoren abhängig sind. Die zeitlich und
räumlich sehr variablen partikulären Belastungsmuster sind dabei z.B. abhängig von der Art
und Stärke der Quellen, den Senken im Raum, der Art und Intensität der Aktivität der Nutzer,
den Lüftungsbedingungen, den physiko-chemischen Umwandlungsprozessen und der Hintergrundbelastung, die direkt oder indirekt von der Außenluftqualität und hier wesentlich von
der meteorologischen Lage bestimmt wird. Darüber hinaus spielen die baulichen Bedingungen des Gebäudes (z.B. Dichtigkeit der Hülle) und der Räume eine wichtige Rolle.
In der wissenschaftlichen Literatur ist eine Vielzahl von Messungen der Partikelmassenkonzentrationen in der Innenraumluft beschrieben. In der folgenden Tabelle 3 sind Ergebnisse
zu den massebezogenen Messungen in Wohninnenräumen und in der Außenluft zusammengestellt. Zu beachten ist dabei, dass unterschiedliche Probenahmezeiten und Messmethoden die Ergebnisse stark beeinflussen können.
In verschiedenen Studien konnte gezeigt werden, dass Rauchen der wichtigste Einflussfaktor auf die PM2,5-Gehalte war und in etwas geringerem Maße auch das Kochen und das Abbrennen von Räucherstäbchen (z.B. Özkaynak et al. 1995, Wallace & Howard-Reed 2002,
Wallace 2003, Lai et al. 2004, Simoni et al. 2004, Fromme et al. 2005, Breysse et al. 2005).
Veröffentlichte Studien aus Deutschland liegen bisher nur begrenzt vor. Beispielhaft ergab
die Untersuchung Berliner Wohnungen im Winter mittlere PM4-Konzentrationen (tagsüber, 68 Stunden) in Raucherhaushalten von 109 µg/m³ (18 bis 787 µg/m³) bzw. von 59 µg/m³ (57
bis 140 µg/m³) im Sommer. In Nichtraucherhaushalten lagen die Gehalte mit 28 µg/m³ (12
26
und 47 µg/m³) im Winter und 28 µg/m³ (12 und 59 µg/m³) im Sommer signifikant niedriger.
Darüber hinaus bestand bei Nichtraucherwohnungen eine signifikante Korrelation der Feinstäube in der Innenraumluft mit denen in der Außenluft (Fromme et al. 2005).
Für Baden-Württemberg wurde in der Zeit vom November 2001 bis Mai 2002 in 126 Wohnungen und in 68 Fällen parallel dazu in der Außenluft der PM2,5 als Wochenmittel bestimmt.
Die Gehalte bewegten sich in der Innenraumluft von 3 bis 209 µg/m³ (Median: 19 µg/m³) und
in der Außenluft zwischen 4 und 43 µg/m³ (Median: 16 µg/m³). Es wurde kein statistisch bedeutsamer Stadt-Land-Unterschied und keine Korrelation zwischen den Innenraum- und Außenluftwerten beobachtet (Link et al. 2004).
In einer weiteren Studie in München und Umgebung wurden in Stadtwohnungen im Sommer
PM10-Mediane zwischen 7,0 und 35,2 µg/m³ und im Winter von 13,8 bis 63,4 µg/m³ gemessen (Deichsel et al. 2005). Die Gehalte lagen in den Innenräumen insgesamt niedriger als in
der Außenluft und zeigten sich insbesondere vom Lüftungsverhalten abhängig.
Winkens und Praetotorius (2006) beschreiben einen Zusammenhang zwischen den Raumluftgehalten an PM10 und der Art des Bodenbelags in Kinder-, Schlaf- und Wohnzimmern von
105 Wohnungen in Nordrhein-Westfalen. Die Mittelwerte waren bei glattem Bodenbelag bei
30,4 µg/m³, während sie in Räumen mit Teppichböden bei 62,9 µg/m³ lagen. Leider enthält
die bisher vorliegende Veröffentlichung keinen Hinweis auf möglichen Einflussfaktoren auf
die partikuläre Luftbelastung wie z.B. das Rauchverhalten der Nutzer, das Alter der Bodenbeläge und die Anwesenheit von Personen während der Probenahme. Vor diesem Hintergrund können die Ergebnisse nicht abschließend bewertet werden.
27
Tab. 3: Studien zur PM2,5- und PM10-Belastung in Wohninnenräumen und in der Außenluft in
µg/m³ (erweitert nach Fromme 2006b)
Table 3: Concentrations of PM2.5 and PM10 in indoor air of residences and outdoor air in
µg/m³
Quelle
PM2,5 (Median)
Innen
Außen
PM10 (Median)
Innen
Außen
Bemerkungen
Europa
Simoni et al.
2004+
Monn et al. 1997
87 (W, R)
51 (W, NR)
57 (S, R)
42 (S, NR)
18,3/26,0
-
-
-
33,9/21,0
25,8
18,1
15,7 (A)
11,4 (H)
37 (A)
19 (B)
10 (H)
27 (P)
9,1
-
-
-
-
-
-
Oxford, UK; n: 42; 1998-2000
82,1
-
-
-
-
Thessaloniki, Griechenland; n : 6
(NR) und 6 (R)
Berlin, Deutschland; n: 62 (NR),
60 (R) und 50 außen, Winter
1997/98 und Sommer 2000
9,2 (x)
7,8 (y)
-
-
19
16
-
-
-
-
~ 48-50 (x)
~ 21-28 (y)
-
36,0
36,0
39,0
41,0
-
-
-
Janssen et al.
2005
Hänninen et al.
2004+
14,1 (A)
9,8 (H)
31 (A)
26 (B)
13 (H)
36 (P)
Lai et al. 2004
17,3
19,8 (R)
9,9 (NR)
Dermentzoglou et 74,0 (NR)
al. 2003+
146 (R)
Fromme et al.
30 (W, NR)
2005#
66 (W, R)
27 (S, NR)
57 (S, R)
Sørensen et al.
13,4 (x)
2005
9,5 (y)
Link et al. 2004
Winkens & Praetorius 2006
Stranger et al.
2007+
Osman et al.
2007
28
(NR)
71 (R)
24 (S)
Pisa, Italien; n: 282; 1991-94
Zürich, Schweiz; städtisch; n: 2
für PM2,5; n: 17 für PM10; 1996
A: Amsterdam, H: Helsinki; n:
80; Winter/Frühling 1998/99
Europäische Städte; A: Athen,
B: Basel, H: Helsinki, P: Prag;
n: 186, 1996-2000
Kopenhagen, Dänemark; x: <
8°C außen, y:> 8°C außen;
1999-2000
Baden-Württemberg; n: 126 innen; n: 68 außen; 2001-2002
Nordrhein-Westfalen, n: 105
Haushalte**, x: glatter Bodenbelag, y: Teppichboden
Antwerpen,. Belgien; n: 19, 24h
Sammlung; 2002-2003
Norost Schottland; n: 75 (NR)
und 73 (R); 2004/2005
Fortsetzung Tab. 3: Studien zur PM2,5- und PM10-Belastung in Wohninnenräumen und in
der Außenluft in µg/m³
Quelle
PM2,5 (Median)
Innen
Außen
PM10 (Median)
Innen
Außen
Bemerkungen
Amerika
Pellizzari et al.
1992
Leaderer et al.
1999
Rojas-Bracho et
al. 2000
Rojas-Bracho et
al. 2002
Long et al. 2000
33,5 (a)
35,5 (a)
25,9 (b)
35,0 (b)
17,4 (W)
12,7 (W)
18,7 (S, AC) 21,8 (S)
21,1(S, nAC)
81,8 (a)
51,6 (b)
25,7 (W)
28,9 (S, AC)
33,3(S, nAC)
12,9 (W)
9,0 (S)
61,0
6,1 (W)
10,2 (S)
60,9
34,7 (W)
12,7 (S)
92,5
9,0
8,3
16,0
Kinney et al. 2002 20,9 (W)
19,0 (S)
Wallace et al.
27,7
2003+
Sawant et al.
45,4
2004
Meng et al. 2005
14,4
84,1 (a)
74,1 (b)
23,9(W)
26,0 (S)
Riverside, USA; n: 161-173; innen (a) und außen (b); 1990
Virginia, USA; n: 223 (Winter)
und 58 (Sommer); AC: air conditioned, nAC: Ohne Air Condition;
1994-1998
9,2 (W) Boston, USA; n: 18 über je 6-12
12,1 (S) Tage; 1996/97
103,5 Santiago, Chile; n: 20 über 5
Wochentage; Winter 1999
9,8
Boston, USA; Vororte; n: 9; 1998
11,9 (W)
13,6 (S)
13,6
-
-
New York, USA; n: 48; 1999
-
-
7 Städte, USA; n: 294
21-72
-
-
15,5
-
-
14
19
-
-
Mira Loma, USA; n: 16; 20012002
Kalifornien, Texas und New Jersey; n: 212; 1999-2001
Raleigh, USA; n. 36
59,1 (R)
25,8 (NR)
35 (a)
9,8 (b)
-
-
Baltimore, USA; n: 90
48 (a)
18 (b)
71,2 (R)
37,7 (NR)
-
-
16,7
12,6
-
-
Baltimore und Umgebung, USA;
n: 100 city (a) und 20 Vorstadt
(b)
Boston, USA; n: 43; verschiedene Jahreszeiten; 2003-2005
Lee et al. 1997+
25,3
26,3
-
-
Lung et al. 2007+
-
-
79,8
95,5
11,1 (n)
15,5 (j)
-
-
-
Wallace & Williams 2005
Breysse et al.
2005+
Simons et al.
2007
Baxter et al. 2007
Asien / Australien
Morawska et al.
2003+
Chongju, Korea; n: 8; Sommer
1995
Taiwan; 3 Städte, n: 45; 1998-99
Brisbane, Australien; Vorort; mit
(j) und ohne (n) Aktivität im Innenraum; n: 15; 1999
Li & Lin 2003+
38,7 (W)
38,3 (W)
Taipeh, Taiwan; städtisch; n: 10;
36,6 (S)
36,3 (S)
1999-2000
Chao & Wong
45,0
47,0
63,3
69,5
Hong Kong, City, n: 34; 19992002+
2000
Mönkkönen et al.
55,5 (a)
Indien; städtisch; n: 11; ohne
2005
144,6 (b)
Kochen (a) und mit Kochaktivitäten (b); 2002
Ho et al. 2004*+
55,4
78,4
Hong Kong, verkehrsnah; n: 3;
2002-2003
W: Winter; S: Sommer; R: Raucher; NR: Nichtraucher; *: einschl. 2 Büros und eines Schulraums; #:
PM4; +: Mittelwerte; **: Mediane aus Kinder-, Schlaf- und Wohnzimmer
29
7.1.2
Messungen von ultrafeinen Partikeln
Systematischere Untersuchungen der Partikelanzahlkonzentration (particle number concentration, PNC) in Wohnungen liegen derzeit nur begrenzt vor. Allerdings lassen sich in der
wissenschaftlichen Literatur einige orientierende Messungen finden, die einen ersten Eindruck der Belastungssituation aufzeigen. So beschreiben Link et al. (2004) in einem städtischen Gebiet Baden-Württembergs PNCs (Partikel von 10 nm bis 1 µm) von 20.400 (innen)
bzw. 28.500 Pt./cm³ (außen) und in einem ländlichen Bereich von 19.900 (innen) bzw. 8.100
Pt./cm³ (außen). McLaughlin et al. (2005) berichten in 7 irischen Wohnungen über mittlere
PNCs (0,02-1 µm) zwischen 4.900 und 105.200 Pt./cm³ mit einem Maximalwert bis zu
485.300 Pt./cm³. In einer weiteren schwedischen Studie wurden 3 Wohnungen untersucht,
wobei sich mittlere Tageswerte zwischen ca.1.800 und 8.300 Pt./cm³ (innen) und 2.000 bis
7.000 Pt./cm³ (außen) ergaben (Matson 2005). Das Innen zu Außen Verhältnis bewegte sich
dabei zwischen 0,7 und 2,5. In einer Nichtraucher-Wohnung in Athen wurden während einer
Woche über 24 Stunden im Schlafzimmer (tagsüber keine Anwesenheit von Personen) gemessen und mittlere PNCs von 14.500 Pt./cm³ (4.400-108.000 Pt./cm³) ermittelt (Diapouli et
al. 2007b).
In einem Apartment in Bosten lagen die mittleren PNC bei 16.000 Pt./cm³ und das Innen- zu
Außenverhältnis bei 0,6 (Levy et al. 2002). Auch bei der kontinuierlichen Messung in einem
Wohnhaus bei Washington D.C. lagen die mittleren PNCs beim Vorliegen von Innenraumquellen bei 18.700 Pt./cm³ (Maximum: 300.000 Pt./cm³) und ohne Innenraumquellen bei
2.400 Pt./cm³ (Maximum: 58.000 Pt./cm³) (Wallace & Howard-Reed 2002). Vergleichbare
Konzentrationen beschreiben Hughes et al. (1998) in einer Studie in Los Angeles. In 36
Häusern in Kanada wurden am Nachmittag mittlere Gehalte von 21.600 Pt./cm³ bestimmt,
während in der Nacht die durchschnittlichen Gehalte bei 6.700 Pt./cm³ lagen (Weichenthal et
al. 2007)
In Australien wurden von Morawska et al. (2003) bei der Untersuchung von Küchen in 15
Wohnungen 1999 mittlere PNCs (7 bis 808 nm) von 18.200 Pt./cm³ (während Innenraumaktivitäten) und 12.400 Pt./cm³ (ohne Aktivitäten) gemessen.
Insgesamt ist bekannt, dass beim wesentlichen Fehlen von Innenraumquellen die Innenraumgehalte signifikant niedriger liegen als in der Außenluft, aber auch ein anderes Verteilungsmuster aufweisen (Franck et al. 2003).
30
7.2 Feinstäube Gemeinschaftseinrichtungen
7.2.1
In der Tabelle 4 sind die in Innenräumen von Gemeinschaftseinrichtungen derzeit veröffentlichten Untersuchungsergebnisse zur Feinstaubbelastung zusammengestellt. Außerhalb Europas sind Studien in Nordamerika (Keeler et al. 2002, Scheff et al. 2000, Ligman et al. 1999,
Shaughnessy et al. 2002, Turner et al. 2002, Yip et al. 2004, John et al. 2007, Ward et al.
2007), in Korea (Son et al. 2005) und Hong Kong (Lee & Chang 2000) durchgeführt worden.
Die Beschreibung typischer Belastungssituationen auf der Grundlage dieser Studien ist
schwierig, da die Variabilität zwischen den Klassenräumen hoch ist, der Untersuchungsumfang oft klein und die Randbedingungen (z.B. Lüftungssysteme) nicht immer deutlich beschrieben sind. Im Vergleich zu den europäischen Studien scheint das Belastungsniveau in
einem vergleichbaren Niveau zu liegen.
In niederländischen Studien aus den neunziger Jahren lagen die medianen PM10-Gehalte bei
73 und 81 µg/m³ (Janssen et al. 1997, Roorda-Knape et al. 1998) bzw. die PM2,5Konzentrationen bei 23 µg/m³ (Janssen et al., 2001). Die Feinstaubgehalte variierten stark,
sowohl zwischen den Schulgebäuden als auch zwischen den Klassenräumen und waren
nicht von der Nähe zur nächsten Straße oder der Verkehrsbelastung abhängig (RoordaKnape et al. 1998). Bezogen auf den PM2,5 berichten hingegen Janssen et al. (2001) im
Rahmen der Untersuchung von 24 Schulen von April 1997 bis Mai 1998 von einer Assoziation hoher Innenraumgehalte mit einem hohen Anteil an Lkw-Verkehr und geringerer Nähe zur
nächsten Straße.
In einer aktuelleren Studie in Belgien wurden hingegen relativ hohe PM2,5-Konzentrationen in
27 Schulen beschrieben (Stranger et al. 2007).
Die Ergebnisse einiger europäischer Untersuchungen sind beispielhaft in der folgenden Abbildung 7 dargestellt.
31
Tab. 4: Feinstaubbelastung in Gemeinschaftseinrichtungen (in µg/m³)
Table 4: Indoor air concentration of PM in schools and kindergarten (in µg/m³)
Quelle
Median/Mittelwert
Fraktion
Beschreibung
(Min; Max)
Europa
Janssen et al.
1997
Roorda-Knape
et al. 1998
Janssen et al.
2001
Link et al. 2004
81/157 (57; 234)
PM10
73/92 (51; 166)
PM10
23/23 (7,7; 52,8)
PM2,5
13/14,5 (5; 40)
PM2,5
Fromme et al.
54/55 (13; 128)
2005
Stranger et al.
61 (11;166)
2007
Lahrz et al. 2003 60/62 (24; 106)
Diapouli et al.
2007a
Molnár et al.
2007
Fromme et al.
2007a
PM4
PM2,5
PM4
-/229
-/ 82
-/8 (3,3; 19,0)
PM10
PM2,5
PM2,5
92/105 (16; 313) (W)
65/71 (18; 178) (S)
20/23 (3; 81) (W)
13/13 (5; 35) (S)
PM10
Amsterdam und Wageningen, Niederlande; 3 Schulen; Unterrichtszeit; 1994/95
Niederlande; 12 Schulen; Wochenmittel;
1995
Amsterdam, Niederlande; 24 Schulen; Unterrichtszeit; 1997/1998
Baden-Württemberg; 54 Klassenräume;
Wochenmittel; 2001/2002
Berlin; 73 Kindergärten; Betreuungszeit;
2000/2001
Antwerpen, Belgien; 27 Schulen; städtisch
und ländlich; 12h tags; 2002/2003
Berlin; 33 Schulen; Unterrichtszeit; 2003
Athen, Griechenland; 7 Schulen; Unterrichtszeit; 2003-04
Stockholm, Schweden; 10 Klassenräume
in 5 Schulen; Unterrichtszeit; 2003/2004
München; Winter 79 und Sommer 74
Klassenräume; Unterrichtszeit; 2004/2005
PM2,5
Nordamerika
Ward et al. 2007 - (14,2; 54,0) (E)
- (4,6; 10,8) (M)
John et al. 2007 15,6/17,3/16,2
PM2,5
PM2,5
Libby, USA; 2 Schulen (E: elementary
school; M: middle school); 24h; 2005
Columbus, USA; 3 Schulen; 1 Woche;
1999
Detroit, USA; 2 Schulen zu 5 Zeitpunkten;
24 h; 1999/2000
5 Staaten, USA; 15 Klassenräume in 5
Schulen; Unterrichtszeit
Keeler et al.
2002
Shaughnessy et
al. 2002
Asien
-/8,0-16,4
-/8,7-31,6
-/13 (4-25)
PM2,5
PM10
PM2,5
Son et al. 2005
-/46 (6,2; 135,5)
PM10
Lee & Chang
2000
Liu et al. 2004a
-/- (21-617)
PM10
Choongnam, Korea; 40 Klassenräume;
2003
Hong Kong, China; 5 Schulen; 1997/1998
-/44 (~10-180)
-/133 (~70-390)
PM2,5
PM10
Peking, China; 7 Klassenräume;
2002/2003
W: Winter; S: Sommer
32
N
PM10
Janssen et al. 1997
3
Roorda-Knape et al. 1998
12
Fromme et al. 2007a (Winter )
79
74
Fromme et al. 2007a (Sommer )
Lahrz et al. 2003
PM4
33
73
PM2.5
24
Fromme et al. 2005
Janssen et al. 2001
Link et al. 2004
54
Fromme et al. 2007a (Winter)
79
Fromme et al. 2007a (Sommer)
74
Stranger et al. 2007
27
Molnar et al. 2007
10
0
50
100
150
200
250
300
µg/m³
Abb. 7: Auswahl europäischer Studien zur Feinstaubbelastung in Gemeinschaftseinrichtungen (Minimum, Median, Maximum)
Figure 7: Particulate matter in the indoor air of schools and kindergarten in Europe (minimum, median, maximum)
So wurden in 73 Berliner Kindergärten, die von November 2000 bis März 2001 während der
Betreuungszeit untersucht wurden, relativ hohe PM4-Gehalte zwischen 13 und 128,4 µg/m³
(Median: 52,6 µg/m³) gemessen (Fromme et al. 2005). Weiterhin ließen sich in 33 Klassenräumen Berliner Schulen von September 2002 bis zum Februar 2003 während der Unterrichtszeit PM4-Konzentrationen von 24 bis 106 µg/m³ (Median: 60 µg/m³) nachweisen (Lahrz
et al. 2003).
In einer Studie in Baden-Württemberg wurden 54 Klassenräumen an 29 Schulen zwischen
November 2001 und Mai 2002 untersucht. Im Wochenmittel lagen die medianen PM2.5Gehalte bei 13 µg/m³ (Spannweite: 5 - 40 µg/m³) (Link et al. 2004). In den Klassenzimmern
wurden in der Regel etwas niedrigere PM2,5-Konzentrationen gemessen als in der Außenluft.
Zu beachten ist hierbei, dass der Probenahmezeitraum auch Zeiten einschloss, in der kein
Unterricht stattfand (z.B. nachts).
33
In einer Untersuchung zur Luftqualität bayerischer Schulen wurden in der Wintermessperiode 2004 / 2005 und in der Sommermessperiode 2005 in insgesamt 92 bzw. 76 Klassenräumen Messungen durchgeführt (Fromme et al. 2007a). Die während eines Schultages bestimmten PM2,5-Tagesmediane bewegten sich im Winter zwischen 2,5 und 79,1 µg/m³ (Median: 26,5 µg/m³) und die PM10-Konzentrationen im Bereich von 16,3 bis 313 µg/m³ (Median:
91,5 µg/m³). Bei den Sommermessungen wurden hingegen für PM2,5 Tagesmediane zwischen 4,0 und 26,2 µg/m³ (Median: 13,3 µg/m³) und für PM10 von 18,3 bis 178,4 µg/m³ (Median: 64,9 µg/m³) beobachtet. Für PM10 bzw. PM2,5 wurde im Mittel eine ca. 34 %ige jahreszeitbedingte Reduktion beobachtet. In den Grundschulen ließen sich statistisch signifikant
höhere Gehalte als in den weiterführenden Schulen finden. Nur in der Wintermessperiode
korrelierten die Anzahl der Raumnutzer, das Raumvolumen und die Raumfläche signifikant
mit der PM10-Belastung in den Klassenzimmern. Für PM2,5-Gehalte konnte eine derartige Assoziation nicht beobachtet werden.
In der Untersuchung wurde jeweils an einem Tag in einer Schule 2 Klassenräume untersucht. Die mediane Feinstaubkonzentration in einem Klassenraum ist somit abhängig von
den allgemeinen Bedingungen an diesem Tag in dieser Schule (z.B. Außenluftkonzentrationen, allgemeine bauliche Bedingungen, Reinigungsverfahren etc.) und klassenraumspezifischen Bedingungen (z.B. Anzahl der Schüler im Raum und deren Aktivität, Lüftung). Die gesamte Variabilität zwischen den Tagesmedianen der Feinstaubkonzentration lässt sich daher
aufteilen in den Teil, der durch die Schule und den Tag bedingt ist (der zeitliche und schulische Zusammenhang lässt sich nicht trennen), und den Teil, der auf den spezifischen Klassenraum zurückzuführen ist. Für PM1 ergibt sich, dass 90 % der Variabilität der Tagesmediane auf Unterschiede zwischen den Schulen bzw. den Tagen und nur 10 % auf Unterschiede
zwischen den Klassenräumen zurückzuführen sind. Für gröbere Partikel (PM10) lagen die
Werte bei 45 % und 55 %, das heißt hier wirken sich verstärkt die Unterschiede zwischen
den Klassenräumen aus.
7.2.2
Über Ergebnisse von Messungen zur Partikelanzahlkonzentration (PNC) sind in Deutschland
bisher erst zwei Studien veröffentlicht worden. In bayerischen Schulen wurden im Sommer
2005 in 36 Klassenräumen PNCs von 2.600 bis 12.100 Partikeln/cm³ gemessen (Fromme et
al. 2007a). In Klassenräumen Baden-Württembergs bewegten sich die PNCs im Jahr
2001/2002 zwischen 2.400 und 75.500 Pt./cm³ (Stadt) bzw. 1.720 und 47.100 Pt./cm³ (ländli-
34
cher Bereich) (Link et al. 2004). Die Mediane betrugen in dieser Studie 8.300 (Stadt) bzw.
4.100 Pt./cm³ (Land), während in Bayern die Mediane über alle Klassenräume betrachtet im
Sommer bei 5.700 Pt./cm³ lagen. Da in Schulinnenräumen in der Regel klassische Quellen
für ultrafeine Partikel fehlen, scheint in dieser Hinsicht keine außergewöhnliche Belastungssituation vorzuliegen.
In einer weiteren Studie in Griechenland wurde in 7 Grundschulen in Athen mittlere PNCs
von 24.000 Pt./cm³ während der Unterrichtszeit bestimmt, die gut mit den Außenluftgehalten
(32.000 Pt./cm³) übereinstimmten (Diapouli et al. 2007a).
12
Klasse 1d
Klasse 3b
Klasse 21a
Klasse 27a
Klasse 29b
Klasse 36b
Klasse 39a
dN/dlogDp (Anzahl/cm³)[e3]
10
8
6
4
2
0
10
100
Electrical Mobility Diameter (nm)
Abb. 8: Verteilung der Partikelanzahlkonzentrationen (Median) nach dem Mobilitätsdurchmesser in 7 Klassenräumen (Fromme et al. 2007a)
Figure 8: Indoor size distribution of particles (median) in seven classrooms using electrical
mobility diameter (Fromme et al. 2007a)
35
7.2.3
Hinweise zu den Quellen der Feinstaubbelastung in Schulen
Eine Möglichkeit den Außenluftanteil an der Innenraumluftbelastung zu bestimmen besteht in
der Messung der Staubzusammensetzung (z.B. Elemente oder Ionen). Während mittlerweile
viele Studien zur Zusammensetzung des Feinstaubs in Wohninnenräumen und in der korrespondierenden Außenluft vorliegen, sind Ionen bisher nur in drei Studien im luftgetragenen
Staub in Schulinnenräumen bestimmt worden (Diapouli et al. 2007a, John et al. 2007,
Fromme et al. 2007b).
So wurden in 7 Schulen in Athen jeweils über 2 bis 5 Tage die Sulfat- und Nitratgehalte im
PM10 und PM2,5 gemessen (Diapouli et al. 2007a). Die Messperioden lagen in den Wintermonaten 2003 und 2004 und umfassten nur in fünf Schulen Klassenräume. Der prozentuale Anteil am PM10 und PM2,5 in Innenräumen lag für Sulfat bei 2,3 % und 5,8 % und für Nitrat bei
1,0 % und 1,9 %. In der Außenluft war der Anteil dieser Ionen an den Massengehalten beider
Fraktionen ca. doppelt so hoch.
In der zweiten Untersuchung wurden in Ohio in einer ländlichen und zwei städtischen Schulen die Ionen im PM2,5 zwischen September 1999 und August 2000 während der Schulzeit
bestimmt (John et al. 2007). Die Autoren ermitteln insbesondere einen deutlich höheren Anteil an Sulfat (ca. 13 %) in den Innenräumen als in den anderen Studien. Das Innen zu Außen Verhältnis lag in diesem Fall bei 0,8. Da in dieser Studie auch der Außenluftanteil des
Sulfat am PM2,5 in bei ca. 17 % lag, müssen im näheren Umfeld aktive Quellen vorhanden
sein. Auch die anteiligen Nitratgehalte ergaben in dieser Studie ein ungewöhnlich hohes Innen/Außen Verhältnis von ca. 1,3 (vs. 0,2 wie in den anderen Studien). Auffällig ist, dass die
PM2,5-Gehalte in der Innenraumluft im Vergleich mit den anderen Studien deutlich niedriger
waren und quasi kein Unterschied zwischen Innen und Außen bestand. Hinweise zum Lüftungssystem in den Schulen wurden von den Autoren nicht gegeben.
In einer Pilotuntersuchung in Bayern wurden verschiedene Feinstaubfraktionen und 10 wasserlöslichen Ionen, der elementare und organische Kohlenstoff in zwei Klassenräumen einer
städtischen Schule und parallel in der Außenluft über 7 Wochen gemessen (Fromme et al.
2007b). Insgesamt bestimmten im Inneren Calcium (30 %) und Sulfat (28 %), außen hingegen Nitrat (36 %) und Sulfat (27 %) die Gesamtgehalte an wasserlöslichen Ionen in der
PM10-Staubfraktion. Das Innen/Außen-Verhältnis der prozentualen Anteile an der Partikel-
36
masse betrug z.B. im PM10 (PM2,5) 0,3 (0,4) für Sulfat, 0,1 (0,2) für Nitrat, 0,1 (0,3) für Ammonium und 1,4 (1,6) für Calcium. Die gemessenen Innen zu Außen Verhältnisse für Nitrat
und Ammonium wurden auch in Wohnungsinnenräumen beobachtet. Sulfat ist hingegen ein
typischer Indikator für Verbrennungsprodukte in der Außenluft und Quellen in Schulinnenräumen sind in der Regel nicht zu erwarten. Vor diesem Hintergrund ergab eine grobe Abschätzung, dass im Median 57 % des PM2,5 und 76 % des PM10 nicht aus der Außenluft
stammt und in den Klassenräumen selbst generiert wird.
Gleichzeitig wurden in dieser Studie elektronenoptische Untersuchungen der Filter einschließlich von EDX-Messungen (energiedispersive Mikroanalyse) durchgeführt. Die deutlich
höheren Calcium-Gehalte im Innenraum und der im Vergleich zur PM2,5-Fraktion und zur
Außenluft wesentlich höhere Nachweis von Kalium und Magnesium im PM10, weisen zusammenfassend darauf hin, dass die massenbezogenen Feinstaubgehalte sich insbesondere auf Bodenpartikel und andere mineralische Substanzen, Abrieb von Baumaterialien und
Kreidestaub zurückführen lassen.
7.2.4
Interventionsstudien zu Reinigung/Lüftung und Feinstaubbelastung
Zu der Bedeutung von Lüftung und Reinigung auf die Feinstaubgehalte in Klassenräumen
liegen Ergebnisse aus Berlin (Lahrz et al. 2004), Frankfurt (Heudorf 2006) und München
(Twardella et al. 2007) als Bericht vor.
In Berlin wurden im Oktober/November 2003 bzw. im Januar/Februar 2004 zwei Klassenräume untersucht. Die Ergebnisse deuten daraufhin, dass eine verstärkte Lüftung (z.B. Stoßoder Dauerlüftung) sowie ein tägliches staubbindend-feuchtes Wischen und anschließendes
Nasswischen der Böden zu einer Reduktion der alveolengängigen Staubfraktion und des
PM10 führt. Die Reinigungshäufigkeit allein nach den Mindestanforderungen gemäß Anhang
A der DIN 77400 (Mindestreinigungshäufigkeit ausgehend von einem optimalen Gebäudezustand) zeigte sich hingegen als nicht ausreichend.
Im Februar/März 2006 wurden 4 Klassenräume in Frankfurt untersucht. Als Ergebnis war ein
positiver Einfluss auf die PM10-Gehalte durch ein verbessertes Lüftungsverhalten zu beobachten. Auch eine verstärkte Reinigung zeigte grundsätzlich diesen Effekt, allerdings war
die Reduktion der PM10-Gehalte (gravimetrisch bestimmt) nur in einem der 4 Klassenräumen
statistisch signifikant. Das parallel angewandte laseroptische Verfahren belegte eine signifikante Verminderung in 3 Klassenräumen und einen signifikanten Anstieg in einem Klassenraum. Das intensivierte Reinigungsverfahren bestand in diesem Fall aus dem täglichen nas-
37
sen Wischen der Böden, Tische und Stühle und dem Abwischen von Schränken, Fensterbänken und Kreideleisten.
In einer Pilotstudie in Bayern wurde die Entwicklung der Feinstaubgehalte in 2 Klassenräumen über 6 Wochen im Oktober / November 2005 verfolgt. Hierbei zeigte sich, dass kontinuierliches Lüften in den Pausen die PM10-Gehalte dann signifikant reduzieren konnte, wenn
keine hohe physische Aktivität der Schüler vorherrschte. Die PM2,5-Konzentrationen in den
Klassenräumen ließen sich durch diese Methode nicht beeinflussen. Eine zweimal pro Woche intensivierte Reinigung (erst Staubsaugen und anschließendes nasses Wischen) bewirkte eine signifikante Verminderung der PM10-Gehalte, nicht aber der PM2,5-Werte. Den bedeutendsten Einflussfaktor auf die PM10-Konzentrationen im Raum stellt die Aktivität der Schüler
dar, die in diesem Fall mittels eines persönlichen Aktivitätsmonitors minütlich ermittelt wurde,
während die PM2,5-Gehalten wesentlich von den Außenluftgehalten abhängig waren.
Unter Beteiligung von 4 Bundesländern (Baden-Württemberg, Bayern, Berlin, Niedersachsen) wird derzeit in einer abgestimmten Studie (LUPE I) nach einem praktikablen Reinigungsverfahren gesucht, das einerseits die Feinstaubgehalte reduziert, andererseits die finanziellen Ressourcen schont. Erste Ergebnisse (siehe auch das entsprechende Kapitel im
Anhang) deuten an, dass ein einfaches Reinigungsverfahren (tägliches Feuchtwischen1 und
einmal pro Woche Nasswischen des Bodens) nicht den gewünschten Erfolg erbracht hat.
7.2.5
Zusammenfassende Schlussfolgerungen für den Bereich Schulen
Im Rahmen der kontinuierlich gemessenen Partikelmassenkonzentrationen fällt auf, dass die
Gehalte, z.B. in Abhängigkeit von verschiedenen Aktivitäten der Raumnutzer, erheblichen
Schwankungen unterliegen. Untersuchungen zum Tagesprofil der Feinstaubbelastung in
Schulen oder in Kindertagesstätten bzw. zum Beitrag bestimmter Quellen zur Feinstaubbelastung fehlen bisher weitgehend. Erste Untersuchungen in Schulen weisen jedoch auf unterschiedliche Quellen hin.
Auffällig ist der ausgeprägte Unterschied der Feinstaubbelastung zwischen dem Winter- und
dem Sommerhalbjahr. So lagen in bayerischen Schulen die PM10-konzentrationen im Som1
Feuchtwischen ist ein staubbindendes Wischen des Bodenbelages in einer Arbeitsstufe mit nebelfeuchten oder präparierten Reinigungstextilien zur Beseitigung von lose aufliegendem Feinschmutz
(Staub, Flaum) und in geringem Umfang auch für aufliegenden Grobschmutz (Papierknäuel, Pappbecher, Zigarettenstummel etc.).
38
mer deutlich niedriger als im Winterhalbjahr. Es ist anzunehmen, dass im Sommerhalbjahr
häufiger und länger als im Winterhalbjahr gelüftet wird. Unterstützt wird diese Annahme indirekt durch den gefundenen Zusammenhang zwischen der PM10-Konzentration und der Kohlendioxid-Konzentration in Klassenräumen.
Überraschenderweise stellt in Schulen die Jahrgangsstufe einen bedeutsamen Einflussfaktor
auf die Feinstaubbelastung dar. Die höchsten Feinstaubbelastungen fanden sich in den
Grundschulklassen, während in den Klassen der Jahrgänge 5 - 7 bzw. 8 - 11 deutlich niedrigere Gehalte vorlagen. Die Klassen unterschieden sich dabei nicht hinsichtlich Klassengröße
oder Raumvolumen. Für diesen Effekt könnte einerseits die Tatsache sein, dass Grundschulklassen zunehmend „wohnlicher“, z.B. mit sog. Kuschelecken, eingerichtet werden. Zudem sind Oberflächen vielfach mit Schulmaterialien wie z. B. den Bastelergebnissen der
Grundschüler voll gestellt. Es ist zu vermuten, dass Grundschulklassen deshalb weniger gut
einer gründlichen Reinigung und damit Staubentfernung zugänglich sind als die Klassen der
höheren Jahrgangsstufen. Andererseits ist die physische Aktivität der Kinder in den Grundschulklassenräumen höher (z.B. Spiele während des Unterrichts) und führt zu Aufwirbelungsphänomenen.
Bodenbeläge in Schulen werden nach wie vor kontrovers diskutiert. Während in der bayerischen Untersuchung kein Unterschied zwischen Klassen mit Teppichböden und glatten Bodenbelägen beobachtet werden konnte, beschreiben Shaughnessy et al. (2002) signifikante
Differenzen bei PM2,5-Messungen, mit höheren Gehalten in Räumen mit Teppichböden (17
vs. 10 µg/m³). Auch in einer Studie in zwei Gymnastikräumen wurde kein Unterschied in Abhängigkeit von dem Bodenbelag gesehen. Aufgrund der geringen Anzahl untersuchter Räume ist die Aussagekraft aller Studien jedoch eingeschränkt.
39
7.3 Feinstäube in Bürogebäuden
7.3.1
Im Rahmen eines Untersuchungsprogramms zur Luftqualität an Berliner Büroarbeitsplätzen
wurden im Verlauf des Jahres 2001 insgesamt in 25 typischen Büroräumen (Nichtraucher)
auch Messungen der alveolengängigen Feinstaubfraktion (PM4) durchgeführt (Lahrz et al.
2002).
Die Messungen wurden über eine Probenahmedauer von 6-7 Stunden während der Kernzeit
(mindestens 9-15 Uhr) und unter den üblichen Arbeitsbedingungen durchgeführt. Die Probenahme erfolgte grundsätzlich in Atemhöhe und unmittelbarer Nähe der Beschäftigten. Die
Feinstaubkonzentrationen zeigten einen Mittelwert von 34 µg/m³ und einer Bandbreite von 5
bis 120 µg/m³ (siehe Abbildung 9).
µg/m³
140
120
100
80
60
40
20
0
Einzelmessergebnisse
Abb. 9: PM4-Messergebnisse in 25 Büroräumen in Berlin (Lahrz et al. 2002)
Figure 9: PM4 in indoor air of 25 office rooms in Berlin, Germany (Lahrz et al. 2002)
40
Tab. 5: Mittelwerte und Bereiche der Feinstaubbelastung in Büroräumen in µg/m³
Table 5: Concentrations of particulate matter in the indoor air in office buildings in µg/m³
Quelle
Median
(Min; Max)
Fraktion
Beschreibung
PM10
Paris, Frankreich; n: 222 personenbezogene Messungen ; 1995
Paris; n: 55 Büros; inkl. Raucher (42
Nichtraucher); 1999/2000
Berlin; n: 25 Büros, 6-7 h; reale Arbeitsbedingungen, überw. natürliche
Lüftung; 2001
Griechenland; n: 40 Räume in 2
Gebäuden, überwiegend Büros oder
Labor-Büroarbeitsplätze; 7 h; natürliche Lüftung; Winter
Europa
Phillips et al.
1998
Mosqueron et al.
2005
Lahrz et al.
2002
53 (NR) *
63 (R) *
26 (5; 265)
PM2,5
29 (5; 120) (NR)
PM4
Gemenetzis et al.
2006
77 (11; 250) (alle)
103 (25; 370) (alle)
67 + 32 (NR)
93 + 43 (NR)
111 + 65 (R)
139 + 78 (R)
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
15 (1; 77) (NR) +
44 (11; 308) (R) +
20 (NR) *
46 (R) *
30 (<BG; 98)(NR) *
67 (18; 217) (R) *
7 (1; 25) +
11 (3; 35) +
RSP
USA, Nordwesten; n: 38
RSP
USA; n: 254 (NR) und 331 (R); 1989
PM10
PM10
PM2,5
PM10
14 bis 36 #
PM10
New Jersey und Pennsylvania,
USA; n: 52 (NR) und 28 (R); 1992
USA ; n: 100 Bürogebäude mit RLT;
je 3 Messorte für PM10 und je 1
Messort für PM2,5; 1994-1998
Iowa, Nebraska und Minnesota,
USA; n: 6 Bürogebäude mit RLT;
1996/1997
92 (12; 392)
RSP
Nordamerika
Turk et al. 1989
Turner et al. 1992
Heavner et al.
1996
Burton et al.
2000
Reynolds et al.
2001
Asien
Baek et al.
1997
Seoul und Taegu, Korea; n: 6;
Nichtraucher und Raucher;
1994/1995
Chao et al.
49 (26; 79)
RSP
Hong Kong, China; n: 25 Gebäude;
2001b
1999/2000
Liu et al.
28 (3; 103)
PM2,5
Peking, China; n: 11 Büros; (inkl. 1
2004
63 (14; 166)
PM10
Raucherbüro); 2002/2003
*: arithmetischer Mittelwert; +: geometrische Mittelwert; #: geometrische Mittelwert je Gebäude; BG: Bestimmungsgrenze; RSP: respirable suspended particles
Die Studienergebnisse aus anderen Ländern sind schwer vergleichbar, da häufig auch die
Feinstaubkonzentrationen aus Raucherbüros (in sehr unterschiedlichem Umfang) in die Be-
41
rechnung der Mediane oder Mittelwerte eingegangen sind. Die Ergebnisse und entsprechende Kurzbeschreibungen der Studien sind in der Tabelle 5 zusammengestellt.
Auffällig niedrige Werte ergaben sich bei der umfangreichsten Untersuchung (Burton et al.
2000) in 100 Gebäuden (mit raumlufttechnischen Anlagen) der USA mit geometrischen Mittelwerten von 7 µg/m³ PM2,5 bzw. 11 µg/m³ PM10. Die hohen Feinstaubkonzentrationen (Mediane) mit 77 µg/m³ PM2,5 bzw. 103 µg/m³ PM10 in griechischen Büros (Gemenetzis et al.
2006) werden hingegen auf hohe Außenluftkonzentrationen und den Raucheranteil zurückgeführt.
7.3.2
Messungen zur Partikelanzahl
Abgesehen von Untersuchungen, die sich mit der Emission von Tonerstäuben aus Laserdruckern und Kopiergeräten beschäftigen, liegen bisher nur wenige Veröffentlichungen vor, bei
denen die Anzahl ultrafeiner Partikel in Büroräumen systematisch bestimmt wurde.
In einer schwedischen Veröffentlichung wird eine Methode vorgestellt, mit Hilfe eines Rechenmodels Partikelzahlen abzuschätzen (Matson & Ekberg 2005). Für einen Vergleich zur
Prüfung der Methode wurden Messdaten in fünf Büros zum Vergleich herangezogen und ein
Innen zu Außen Verhältnis (I/A) zwischen 0,48 und 0,78 ermittelt (ohne Angabe der Partikelzahlen). In einer weiteren Veröffentlichung werden die gleichen I/A-Ratios benannt (Matson
2005). Bei den Raucherräumen (2 von 5) wurden höhere Partikelzahlen gefunden. Aus einer
Grafik der Veröffentlichung ist in den 5 Büros eine Spannweite von ca. 1.000 bis 13.000
Pt./cm³ zu entnehmen. Die Gebäude waren mit raumlufttechnischen Anlagen ausgerüstet. In
einer australischen Studie wird aus einem Großraumbüro mit raumlufttechnischer Anlage
und Rauchverbot während der Arbeitszeit eine Durchschnittskonzentration von 6.500 (+
8.200) Pt./cm³ angegeben (He et al. 2007). Während der Arbeitszeit lag die Partikelkonzentration ca. fünfmal höher als in den Nichtarbeitszeiten, was mit der Partikelemission von Laserdruckern in Verbindung gebracht wird. Die höchste gemessene Konzentration lag in dieser Untersuchung bei 38.200 Partikel/cm³.
Zu Partikeln mit einem Durchmesser > 1 µm liegen Daten aus dem ProKlimA-Projekt vor (Bischof et al. 2003). In mehreren Bürogebäuden wurden zahlreiche Daten (nges=1462) zu dieser „gröberen“ Partikelfraktion ermittelt. Der arithmetische Mittelwert lag bei 585 Pt./l, das 50.
und 95. Perzentil bei 500 bzw. 1.200 Pt./l. Die mittlere Partikelanzahl war bei natürlich belüf-
42
teten Räumen mit 870 Pt./l höher als in klimatisierten Räumen (380 Pt./l). Saisonal betrachtet
wurden in der kalten Jahreszeit eine größere Anzahl an Partikeln > 1 µm beobachtet als bei
höheren Außentemperaturen.
7.3.3
Zusammenfassende Bemerkung für den Bereich Büroräume
Hinsichtlich der Partikelmasse ergeben die vorliegenden Untersuchungen in Büroräumen
Feinstaubgehalte in vergleichbarer Größenordnung wie sie auch in Wohnräumen gefunden
werden.
Für eine vergleichende Betrachtung der Partikelzahlen liegen keine ausreichenden Daten
vor.
43
7.4 Feinstaubemissionen von Kopiergeräten und Druckern in Innenräumen
Emissionen beim Betrieb von Kopiergeräten und Laserdrucker werden immer wieder mit gesundheitlichen Beschwerden in Zusammenhang gebracht und kritisch diskutiert (z.B.
Gminski & Mersch-Sundermann 2006, Roller 2006, Ewers & Nowak 2006). Bei den Staubemissionen könnte es sich insbesondere um Papier- und Tonerstaub handeln. Aufgrund der
physikalisch-technischen Bedingungen, die beim Betreiben dieser Geräte vorliegen, wird die
Möglichkeit einer relevanten Freisetzung von Partikeln aber eher nicht erwartet (Ewers &
Nowak 2006, Bake & Moriske 2006).
Gminski & Mersch-Sundermann (2006) fassen Untersuchungen in Prüfkammern zusammen.
Unter der Annahme bestimmter Randbedingungen (Raumvolumen: 17,4 m³, einstündiger
Druckbetrieb, Luftwechsel: 0,5 pro Stunde) gehen sie davon aus, dass
Raumluftkonzentrationen zwischen 90 und 165 µg/m³ resultieren könnten.
Demgegenüber gibt es bisher nur sehr wenige Untersuchungen, die die Belastungssituation
realer Büroräume durch Stäube gemessen haben. So wurden in einer älteren dänischen
Studie im Luftaustritt von 5 verschiedenen Kopierern Staubgehalte (nicht weiter spezifiziert)
von 90 bis 460 µg/m³ (Mittelwert: 240 µg/m³) gefunden (Hansen & Andersen 1986). In zwei
Büroräumen mit Kopierern in Deutschland wurden während eines Messtages gravimetrisch
bestimmte E-Staubgehalte von 41,8 µg/m³ und 46,2 µg/m³ gemessen (Müller & Wappler
2001). In einem Raum mit Laserdrucker lag die Konzentration bei 49,2 µg/m³, während in einem Kontrollraum 62,0 µg/m³ bestimmt wurden. Bei ersten Ergebnissen einer Untersuchung
von 63 Büroräumen in neun Gebäuden wurden 20 bis 250 µg/m³ (Median: 60 - 80 µg/m³)
bestimmt, wobei keine Angaben zur Partikelfraktion gegeben wurden (BfR 2007).
Bisher sind in nur wenigenUntersuchungen Ergebnisse zur Anzahl ultrafeiner Partikel veröffentlicht worden. Nach Kagi et al. (2007) ließen sich beim Betrieb von 2 Laserdruckern und
einem Bubblejet-Printer sehr unterschiedliche PNCs (particle number concentrations) in der
Raumluft finden, deren Durchmesser insbesondere im Bereich von 50 nm lagen.
Bake und Moriske (2006) testeten 7 Laserdrucker und einen Tintenstrahldrucker unterschiedlichen Alters und Druckkapazität in einem Prüfraum und einen neuwertigen Drucker 5mal in einem Büroraum (ca. 50 m³) unter normalen Nutzungsbedingungen. Das Maximum
44
der Partikelgröße lag bei den feinen Partikeln (0,1-10 µm) bei einem Durchmesser von 1 µm,
während die ultrafeinen Partikel ein Maximum bei 65 nm (Schwarz-Weiß-Druck) bzw. 110
nm (Farb-Druck) zeigten. Die Autoren folgern, dass neue Drucker teilweise höhere Partikelemissionen zeigen, bei älteren Druckern schon beim elektrischen Anschalten eine Emission
auffiel und auch bei dem Tintenstrahldrucker eine, wenn auch geringere, Emission an Partikeln beobachtet werden konnte. Bei einem weiteren Versuch bewegten sich die PNCs (5350 nm) in dem Büroraum ohne Druckaktivitäten zwischen ca. 6.000 und 10.000 Pt./cm³, die
auf Spitzenkonzentrationen von ca. 13.000 bis 22.000 Pt./cm³ beim Drucken von 20 Seiten
anstiegen, wenn Tür und Fenster geschlossen waren (Bake 2007).
In einer neueren australischen Untersuchung wurden in einem Büroraum während Arbeitszeiten mit Laserdruckerbetrieb mittlere Gehalte von 6.500 Pt./cm³ (Maximum: 38.200
Pt./cm³) bestimmt, die in Arbeitszeiten ohne Druckarbeiten bei 1.200 Pt./cm³ lagen (He et al.
2007). In der gleichzeitig bestimmten Außenluft wurden während des Druckbetriebs maximal
10.900 Pt./cm³ gefunden. Mittelwerte werden von den Autoren dieser Arbeit nicht angegeben, können aber aus einer Abbildung auf ca. 5.000 Pt./cm³ geschätzt werden.
Im Hinblick auf die Frage, welcher Art die ultrafeinen Partikel sind, liegen bisher nur wenige
veröffentlichte Daten vor. Wensing et al. (2006) teilten mit, dass „ihre Ergebnisse darauf hindeuten, dass neben Tonerpartikeln auch Aerosole, die während des Druckprozesses gebildet werden, das Ergebnis der Partikelmessung beeinflussen können. Die Art der Partikel
wird von den Autoren als gasförmigen Siloxan-Oligomeren aus der Fixiereinheit angegeben
(Wensing et al. 2007).
45
7.5 Feinstäube in Gaststätten und vergleichbaren Einrichtungen
7.5.1
Verschiedene Arbeitsgruppen haben die Feinstaubbelastung in Gaststätten, Restaurants und
vergleichbaren Einrichtungen gemessen (siehe Tabelle 6).
In der international umfangreichsten Studie von Bohanon et al. (2003) wurden insgesamt 34
Restaurants in 7 Ländern untersucht. Für Einrichtungen in Frankreich, der Schweiz und England wurden dabei mediane PM4-Gehalte von 75 bis 194 µg/m³ gefunden (Maximalkonzentrationen bis 391 µg/m³). In den anderen europäischen Studien wurde ein etwas höheres
durchschnittliches Konzentrationsniveau beschrieben (meist gemessen als PM2,5), wobei in
englischen Pubs Maximalwerte von ca. 1400 µg/m³ erreicht wurden (Edwards et al. 2006a).
Eine aktuelle bayerische Untersuchung, die im Jahr 2006 durchgeführt wurde, ergab in Diskotheken (n = 10) für PM10 einen Median von 1014 µg/m³ und für PM2,5 von 869 µg/m³ (Bolte
et al. 2007). In Gaststätten (n = 18) wurden von der gleichen Arbeitsgruppe Mediane von 210
µg/m³ (PM10) und von 195 µg/m³ (PM2,5) gemessen. In der Abbildung 10 ist beispielhaft der
PM10-Konzentrationsverlauf der Feinstaubgehalte in drei Einrichtungen, die in der vorgenannten Studie untersucht wurden, dargestellt.
In Sydney konnten in Freizeitsportclubs PM10-Konzentrationen zwischen 185 und 798 µg/m³
(Median 460 µg/m³) beobachtet werden, wobei die Außenluftgehalte bei 61 µg/m³ lagen
(Cains et al. 2004). In einer amerikanischen Studie wurden sowohl personenbezogene Messungen bei nichtrauchendem Personal als auch raumluftbezogene Messungen in Restaurants und Bars durchgeführt (Maskarinec et al. 2000). Die Ergebnisse zeigten zum einen die
große Schwankungsbreite der Feinstaubbelastung, zum anderen systematische Unterschiede, da Barkeeper höher exponiert waren als die Bedienungen im Restaurant und da Nichtraucherbereiche mit einem Median 48 µg/m³ (PM4) eine etwas geringere Belastung aufwiesen als Raucherzonen (Median 66 µg/m³).
In der Arbeit von Cains et al. (2004) wurde eine durchschnittlich 50 %ige Verbesserung der
Belastungssituation durch die Ausweisung von Nichtraucherzonen oder von räumlich vollständig getrennten Nichtraucherzimmern beschrieben, allerdings wurden in dieser Studie
verschiedene wichtige Randbedingungen (z.B. Rauchaktivität, bauliche Bedingungen) nicht
genau benannt. Auch Lambert et al. (1993) beschrieben in 6 von 7 Restaurants etwas niedrigere Gehalte in den ausgewiesenen Nichtraucherzonen. Eine andere Studie aus Australien
ergab für baulich vollständig getrennte Nichtraucherbereiche (mit Rauchabzügen) eine weit-
46
gehende Reduktion des PM10, während sich die Gehalte in weniger abgetrennten Bereichen
im Mittel nur um 20 % reduzierten (Cenko et al. 2004). Die Auswirkungen einer raumlufttechnischen Anlage, durch die ein unidirektionaler Luftstrom vom Nichtraucherbereich in den
Raucherbereich sichergestellt wurde, führte im Durchschnitt zu vergleichbaren Konzentrationen wie in 2 anderen Einrichtungen, in denen das Rauchen verboten war (Jenkins et al.
2001). Limitiert wird diese Aussage jedoch dadurch, dass die Lüftungsbedingungen in den
Nichtrauchereinrichtungen ungünstiger gewesen zu sein scheinen. Darüber hinaus waren die
Maximalwerte in dem Restaurant mit dem Raucherbereich noch höher.
In 7 amerikanischen Restaurants / Bars mit Rauchern wurden mittlere PM4-Gehalte von 231
µg/m³ (Median 115 µg/m³) gemessen, die zwei Monate nach dem Inkrafttreten des Rauchverbots um 90-95 % niedriger lagen (Repace 2004). Ott et al. (1996) beschrieben für eine
Taverne, die an 76 Tagen im Verlauf von drei Jahren beobachtet wurde, eine Abnahme der
mittleren PM4-Belastung von 83 µg/m³ zu Zeiten, als das Rauchen noch erlaubt war, auf 15
µg/m³ nach dem Rauchverbot (Reduktion um ca. 80 %). In einer Untersuchung der New Yorker Gesundheitsbehörde in 14 Bars und Restaurants wurde nach dem Rauchverbot eine
mittlere Feinstaubreduktion (PM2,5) um 90 % (von 412 µg/m³ auf 27 µg/m³) beobachtet (Travers et al. 2004). Auch in einer Studie in 28 Einrichtungen in Massachussetts kommen die
Autoren zu dem Ergebnis, dass die PM2,5-Gehalte von im Mittel 206 µg/m³ vor dem Rauchverbot auf durchschnittlich 14 µg/m³ abfielen (Connolly et al. 2005). Zu ähnlichen Ergebnissen kommen auch Untersuchungen aus Texas und Irland (Waring & Siegel 2007, Mulcahy et
al. 2005, Goodman et al. 2007). So berichten Goodman et al. (2006), dass nach der Einführung des Rauchverbots in 42 Pubs in Irland die PM2,5-Gehalte um 84 % und die PM10Konzentrationen um 37 % zurückgingen. Die Autoren beschreiben, neben einer Reduktion
der internen Exposition, eine Verbesserung der Lungenfunktion und ein Reduktion der berichteten Symptome der nichtrauchenden Pub-Angestellten.
47
Tab. 6: Feinstaubbelastung in Restaurants, Bars, Diskotheken und vergleichbaren Einrichtungen in µg/m³ (nach Fromme et al. 2006b)
Table 6: Concentrations of particulate matter in indoor air of restaurants, pubs and discotheques in µg/m³
Quelle
Median
(Min; Max)
Fraktion
Beschreibung
Europa
Bohanon et al. 2003
194 (56; 312)
75 (0; 277)
201 (62; 391)
164
PM4
PM4
PM4
PM2,5
Restaurants; Frankreich
Restaurants; Schweiz
Restaurants; England
1 Rauchercafe; Basel; 2000/2001
167 (54; 1395)
217 (15; 1227)
35,5 *
72,1 *
119
PM2,5
PM2,5
PM2,5
PM10
PM2,5
33 Pubs mit Essensausgabe; UK; 2004
31 Pubs ohne Essen; UK; 2004
42 Pubs; Dublin, Irland; 2004/2005
164 (55; 570)
203 (103; 1250)
869 (291; 4475)
199 (80; 592)
219 (115; 1297)
1014 (358; 4806)
PM2,5
PM2,5
PM2,5
PM10
PM10
PM10
40 Bars und andere Einrichtungen; Rom,
Italien; 2005
11 Restaurants, Cafés; D; 2005/2006
7 Kneipen,Pubs
10 Diskotheken
11 Restaurants, Cafés; D; 2005/2006
7 Kneipen,Pubs
10 Diskotheken
53 (22; 131)
PM4
7 Restaurants; Albuquerque, USA; 1989
Ott et al. 1996
57 (25; 181)**
PM4
1 Taverne; Kalifornien, USA; 1992/1994
Maskarinec et al.
2000
Brauer et al. 2000
Repace et al. 2006
66 (0; 233)
82 (0; 768)
(11; 163)
(47; 253)
178 (43; 323)
PM4
PM4
PM2,5
PM2,5
PM3,5
Restaurants; USA; 1996/1997
Bars; USA; 1996/1997
11 Restaurants; Vancouver, Kanada
4 Bars; Vancouver, Kanada
6 Pubs; Boston, USA; 2003
Connolly et al. 2005
206 (23; 727)
PM2,5
Künzli et al. 2003
Edwards et al. 2006a
Goodman et al. 2007
Valente et al. 2007
Bolte et al. 2007
Nordamerika
Lambert et al. 1993
28 Einrichtungen in 5 Orten Massachussetts, USA; 2005
*: Mittelwert; **: Mittelwert und Bereich der Tagesmittelwerte; Messungen als RPM wurden
vereinfacht als PM4 dargestellt
48
Fortsetzung Tab. 6: Feinstaubbelastung in Restaurants, Bars, Diskotheken und vergleichbaren Einrichtungen in µg/m³
Quelle
Median
(Min; Max)
Fraktion
Beschreibung
Asien / Australien
Baek et al. 1997
159 (33 ; 475)
PM4
6 Restaurants ; Seoul und Taegu, Korea;
1994/1995
Bohanon et al. 2003
194 (0; 611)
PM4
Restaurants; Japan
107 (54; 172)
PM4
Restaurants; Korea
Lee et al. 1999
400 - 1760
PM10
3 Restaurants und 2 Einkaufszentren;
Hongkong, China; 1996/1997
Lung et al. 2004
105 und 80,4
PM2,5
Raucherbereiche in 2 Coffee Shops;
Taichung, Taiwan; 2000/2001
Cenko et al. 2004
279 (22; 1348)
PM10
3 Clubs; Australien; 2002
443 (8; 3003)
3 Bars; Australien; 2002
Cains et al. 2004
460 (185; 798) (a)
PM10
17 Freizeitclubs; Sydney, Australien;
210 (67; 904) (b)
Raucherbereich (a) und Nichtraucherbereich (b)
*: Mittelwert; **: Mittelwert und Bereich der Tagesmittelwerte; Messungen als RPM wurden
vereinfacht als PM4 dargestellt
49
2000
Diskothek (0:15-4:08 Uhr)
Kneipe (20:01-23:59 Uhr)
Café (11:26-15:24 Uhr)
1800
1600
PM 10 (µg/m³)
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
240
Zeit (in Minuten)
Abb. 10: Zeitlicher Verlauf der PM10-Konzentrationen in drei öffentlichen Einrichtungen (modifiziert nach Bolte et al. (2007))
Figure 10: Time dependent course of PM10 in public venues (dicotheques, bars and cafés)
(Bolte et al. 2007)
7.5.2
Bisher liegen in der wissenschaftlichen Literatur erst zwei Studien vor, bei denen die Anzahl
ultrafeiner Partikel in diesen Einrichtungen bestimmt wurde.
Milz et al. (2007) untersuchten 2 Restaurants in zwei amerikanischen Städten, wobei 1 Restaurant in jeder Stadt eine Nichtraucher-Gaststätte mit einem separaten Raucherraum war.
Während in Nichtraucher-Restaurants die mittleren Gehalte bei ca. 15.000 Pt./cm³ lagen,
wurden in Raucher-Räumen von Nichtraucher-Restaurants ca. 82.000 Pt./cm³ und in reinen
Raucher-Restaurants ca. 106.000 Pt./cm³ beobachtet. Auch bezüglich der ultrafeinen Partikel führen Raucherräume zu einer Belastung in angrenzenden Bereichen, in denen das Rauchen nicht erlaubt ist.
50
In Deutschland sind Studienergebnisse zur Partikelanzahl (Partikel von 10 bis 487 nm) bisher lediglich im Rahmen einer bayerischen Studie beschrieben, die 2005/06 in München und
Augsburg durchgeführt wurde (Bolte et al. 2007). In ihr wurden sehr hohe mediane PNCs
von 221.100 Pt./cm³ in 4 Cafes/ Restaurants, 119.100 Pt./cm³ in 2 Bars und 289.900 Pt./cm³
in 7 Diskotheken gemessen. Eine Partikelverteilung ist beispielhaft in der folgenden Abbildung 11 dargestellt und zeigt ein Verteilungsmaximum bei Partikeln mit einem Durchmesser
von ca. 100 nm.
Partikelanzahlkkonzentration [N/cm³]
500x103
Café
Kneipe
Diskothek
400x103
300x103
200x103
100x103
0
10
100
electrical mobility diameter [nm]
Abb. 11: Partikelverteilung (10-487 nm Mobilitäts-Durchmesser) in der Innenraumluft von öffentlichen Einrichtungen (Bolte et al. 2007)
Figure 11: Size distribution of particles (10-487 nm electrical mobility diameter) in the indoor
air of public venues (Bolte et al. 2007)
7.5.3
Messungen in Küchenbereichen
In den Küchenbereichen von Gaststätten / Restaurants sind bisher nur gelegentlich Messungen in der wissenschaftlichen Literatur beschrieben, während die Belastungssituation in den
Küchen von privaten Wohnungen und Häusern öfter untersucht wurden.
51
So berichten See & Balasubramanian (2006) bei der Untersuchung in einem chinesischen
Imbiss in Singapur, dass der mittlere PM2,5-Gehalt außerhalb von Kochzeiten bei 26,7 µg/m3
lag, während er beim Kochen mit Gasöfen auf durchschnittlich 312,4 µg/m³ anstieg. Auch die
PNCs stiegen um den Faktor 85 von 9.100 Pt./cm³ auf 770.000 Pt./cm³ an. In einer Studie in
Hong Kong wurden in 4 Restaurants, in Abhängigkeit von der Art der Zubereitung, sehr unterschiedliche Feinstaubkonzentrationen gefunden (Lee et al. 2001). Während in einem koreanischen Barbecue-Restaurant mittlere Gehalte von 1442 µg/m³ (PM10) bzw. 1167 µg/m³
(PM2,5) gemessen wurden, lagen die mittlere Gehalte in einem chinesischen Dim-SumRestaurant bei lediglich 33,9 bzw. 28,7 µg/m³. Die Autoren beschreiben, dass alle Restaurants über eine zentrale Raumluftanlage verfügen, während keine Aussagen zum Rauchverhalten gemacht werden.
7.5.4
Zusammenfassende Schlussfolgerungen für den Bereich Gaststätten
In der Innenraumluft von Gaststätten und vergleichbaren öffentlichen Einrichtungen, in denen
geraucht wird, lassen sich die höchsten Partikelmassengehalte und Partikelanzahlkonzentrationen von allen Innenräumen nachweisen. Aus gesundheitlicher Sicht ist dieses Konzentrationsniveau nicht akzeptabel. Vor dem Hintergrund der Belastungssituation mit Feinstäuben,
dem Auftreten von anderen, z.T. kanzerogenen Substanzen, und den bekannten gesundheitlichen Auswirkungen einer Passivrauchbelastung, sind hier kurzfristig gezielte und konsequente Maßnahmen zum Nichtraucherschutz dringend notwendig.
52
7.6 Feinstäube in Verkehrsmittelinnenräumen
7.6.1
Feinstäube in oberirdischen Verkehrsmitteln
7.6.1.1 Messungen zur Partikelmasse
Die Gehalte an Feinstäuben in oberirdisch betriebenen Verkehrsmitteln sind in der Tabelle 7
zusammengestellt.
Die höchsten Gehalte in Autos und Bussen sind in asiatischen Städten beobachtet worden,
mit mittleren Konzentrationen im Bereich von 90 – 150 µg/m³ (PM2,5) und 110 – 200 (PM10).
Lediglich in einer Studie in Boston und in Peru werden ähnlich hohe Konzentrationen beschrieben. Die anderen Untersuchungen, insbesondere in Europa, beschreiben hingegen ein
Belastungsniveau für PM2,5 von ca. 20 – 40 µg/m³, wobei in der Regel die Konzentrationen
innen deutlich höher lagen als in der Umgebungsluft.
Aus Deutschland sind bisher nur zwei Studien veröffentlicht, bei denen Feinstäube während
Autofahrten in Berlin sowie in Bus- und Straßenbahnlinien in München untersucht wurden
(Fromme et al. 1998, Praml & Schierl 2000).
So wurde in München in den Jahren 1993 bis 1996 die PM10-Gehalte auf 14 Buslinien (je 4
Stunden Fahrzeit) bestimmt und durchschnittlich 155 µg/m³ gemessen (Praml & Schierl
2000). Maximale Konzentrationen lagen bei einer Messfahrt sogar bei 686 µg/m³. Die Innenraumluftgehalte waren dabei um den Faktor 1,7 bis 4,0 höher als die Ergebnisse der stationären Außenluftmessstation.
In der anderen Untersuchung wurde 1995/96 bei Autofahrten im Sommer und im Winter in
einem handelsüblichen Pkw, ohne Klimaanlage oder Luftfiltersysteme, die Innenraumluft
während der Fahrt durch die Berliner City untersucht (Fromme et al. 1998). Die mittleren Gehalte an PM4 lagen bei ca. 43 µg/m³ und es zeigte sich kein bedeutsamer Unterschied zwischen den beiden Jahreszeiten.
Eine Studie in den Münchener Straßenbahnen ergab auf 5 Linien mittlere PM10-Gehalte zwischen 71 und 279 µg/m³ (Praml & Schierl 2000). In einer Untersuchung in Peking wurden in
oberirdisch eingesetzten, klimatisierten Zügen, die einen Vorort mit der City verbanden, Gehalte von 108 µg/m³ (PM10) bzw. 37 µg/m³ (PM2,5) gemessen (Li et al. 2006). In oberirdisch
verkehrenden U-Bahn Zügen in London wurden hingegen ähnliche mittlere Konzentrationen
von 29,3 µgPM2,5/m³ gemessen wie in Autos und Bussen (Adams et al. 2001).
53
Tab. 7: Feinstaubbelastung (PM2,5) in Verkehrsmittelinnenräumen in µg/m³
Table 7: Concentrations of PM2.5 in public transportation systems
Quelle
Mittelwert
Min- Max
Beschreibung
Praml & Schierl 2000
80-236 c
43-686
Fromme et al. 1998
44 (S) d
43 (W) d
33,4
18,7-70,3
27,0-72,2
-
42 d
19-65
München, Deutschland; 14 Buslinien;
1993-1996
Berlin, Deutschland; 1 Auto über 2 Wochen im Winter und Sommer; 1995/1996
London, England; 10 Taxis über jeweils
7 Tage; 1995 und 1996
Manchester, UK; 31 Autofahrten
Europa
Pfeifer et al. 1999
Gee et al. 1999
Gee & Raper 1999
Adams et al. 2001
Gulliver & Briggs
2004
Kaur et al. 2005
Krausse & Mardaljevic 2005
Amerika
Rodes et al. 1998
Levy et al. 2002
Riediker et al. 2004
Sabin et al. 2004
Han et al. 2005
Gomez-Perales et al.
2004
338 d
252 d
39,0 (Bus)
37,7 (Auto)
38,9 (Bus)
33,7 (Auto)
15,5
43,2 c
34,5 (Bus)
38,0 (Auto)
41,5 (Taxi)
-
7,9-97,4
15,1-76,9
5,9-87,3
6,6-94,4
6,0-64,6
15,2-58,5
17,9-71,8
9,7-25,6
London, UK; Sommer; 36 Busse; 42
Autos; 1999/2000
London, UK; Winter; 32 Busse; 12
Autos; 1999/2000
Northhampton, UK; 2 Autorouten;
1999/2000
London, UK; 42 Busse, 29 Autos, 22
Taxis; 2003
~110 (Bus)
~110 (Auto)
23
4-22
29-107
75-175
90-130
7,1-38,7
161
36-60 (X)
13-56 (Y)
-
Sacramento, USA; Auto
Los Angeles, USA; Auto
Boston, USA; 1 Bus und 1 Auto; jeweils
2h morgens und nachmittags; 2000
North Carolina, USA; 9 HighwayPolizisten auf je 4 Fahrten; 2001
Los Angeles, USA; 31 Schulbusfahrten;
X: Fenster zu, Y: Fenster auf; 2002
Trujillo, Peru; Bus; Winter 2002
71 (Bus)
68 (Kleinbus)
23-137
12-106
Mexiko City, Mexico; Bus und Minibus
über 6 Tage, während Rush Hour; 2002
Manchester, UK; 2 Buslinien in der City
Leicester, UK; 133 Kleintransporter
a: geometrischer Mittelwert; b: Median; c: PM10; d: PM4
54
Fortsetzung Tab. 7: Feinstaubbelastung (PM2,5) in Verkehrsmittelinnenräumen in µg/m³
Quelle
Mittelwert
Min- Max
Beschreibung
Asien / Australien
Chan et al. 2002a
Chan et al. 2002b
Sohn et al. 2005
Chertok et al. 2004
93 (Bus)
97 (Kleinbus)
112 (Bus) c
137 (Kleinbus) c
145 (Bus)
106 (Taxi)
203 (Bus) c
150 (Taxi) c
152 (Bus)
176 (Taxi)
20,8 a (E)
29,6 a (Z)
78-109
48-137
80-161
74-204
99-374
94-212
9,1-32,8
21,4-45,2
Hong Kong; 12 Busfahrten, 7 Kleinbusfahrten; nicht klimatisiert;
1999/2000
Guangzhou, China; 15 Busse, 8 Taxis;
Sommer 2000
Seoul, Korea; 20 Busse, 20 Taxis;
2003/2004
Sydney; Australien, 16 Autos, E: erste
Woche, Z: zweite Woche; 2002
a: geometrischer Mittelwert; b: Median; c: PM10; d: PM4
Insgesamt wird die Exposition im Pkw-Innenraum durch vielfältige Faktoren, z.B. Lüftung,
Fahrweise, Verkehrsdichte, Bebauung und Meteorologie, beeinflusst. Insgesamt scheinen
Pkw-Insassen dabei einer höheren Belastung ausgesetzt zu sein als Radfahrer und Fußgänger (Adams et al. 2001, Kaur et al. 2005), wobei Gulliver & Briggs (2004) diesen Zusammenhang nicht bestätigen konnten. Jahreszeitliche Abhängigkeiten sind wenig untersucht. Adams et al. (2001) fanden aber signifikant höhere PM2,5-Gehalte im Sommer verglichen zum
Winter (Geometrische Mittelwerte: 35,0 vs. 23,7 µg/m³).
Zu beachten sind ferner Klimaanlagen und Filtersysteme, die in Abhängigkeit von der Güte
und dem Abscheidungsgrad maßgeblichen Einfluss auf die Gehalte in Verkehrsmittelinnenräumen haben können.
7.6.1.2 Messungen in tabakrauchbelasteten Kraftfahrzeugen
Bei einer Autofahrt in Wellington / Neuseeland wurden mit einem kontinuierlichen Messgerät
bei voll geöffnetem Seitenfenster mittlere PM2,5-Gehalte während des Rauchens einer Zigarette von 169 µg/m³ (Spitzenkonzentration: 217 µg/m³) gemessen (Edwards et al. 2006b).
Im Anschluss wurde bei geschlossenem Fenster geraucht, wobei die durchschnittlichen Gehalte während der Rauchphase bei 2962 µg/m³, mit Spitzengehalten von 3645 µg/m³ lagen.
55
Erst 40 Minuten nach Rauchende erreichten die Gehalte wieder das Basisniveau. In einer
kanadischen Studie stieg die Grundbelastung von ca. 24 µg/m³ bei geschlossenen Fenstern
in 3 Autos während des Rauchvorgangs auf mittlere PM2,5-Gehalte zwischen 790 und 4626
µg/m³ (Maximum: 7635 µg/m³) (Sendzik et al. 2006). In einem Auto mit weit geöffneten Seitenfenstern lag die durchschnittliche Konzentration hingegen bei 49 µg/m³. Rees & Connolly
(2006) bestimmten bei 45 Messungen mit einem kontinuierlichen Messgerät während des
Rauchens bei geschlossenen Fenstern mittlere PM2,5-Werte von 271 µg/m³ (Maximum: ca.
500 µg/m³). Bei geöffneten Seitenfenstern lagen die Mittelwerte bei ca. 50 µg/m³ (Maximum:
ca. 100 µg/m³). Die Grundbelastung in den Autoinnenräumen lag vor dem Experiment bei
ungefähr 10-20 µg/m³.
7.6.1.3 Messungen von ultrafeinen Partikeln
In der Tabelle 8 sind veröffentlichte Ergebnisse zur Messung ultrafeiner Partikel in Autos und
Bussen zusammengefasst, die in England und den USA durchgeführt wurden. Messungen
aus Deutschland sind in der wissenschaftlichen Literatur bisher nicht publiziert. Im Mittel ergibt sich eine PNC im Bereich von 25.000 bis 50.000 Partikeln/cm³. Sehr hohe Gehalte wurden hingegen von Kaur et al. (2005) in der City von London beschrieben, die im Mittel bei ca.
90.000 bis 100.000 Pt./cm³ lagen. Auch in New York wurden sehr hohe mittlere Konzentrationen bei der Fahrt auf dem Freeway mit geöffnetem Fenster beschrieben (EigurenFernandez et al. 2005). Auffällig sind in dieser Studie die niedrigeren Gehalte, wenn die Klimaanlage eingeschaltet war. Insgesamt deuten alle Studien darauf hin, dass neben den
konkreten Lüftungsbedingungen im Auto insbesondere die Außenluftgehalte und damit die
Fahrbedingungen von Bedeutung für die Belastung im Inneren sind. Unter besonderen Bedingungen, z.B. ein vorausfahrender Diesel-Lkw, wurden kurzfristige Spitzenkonzentrationen
von bis zu 500.000 Pt./cm³ beobachtet (Abraham et al. 2002, Eiguren-Fernandez et al.
2005).
56
Tab. 8: Ultrafeine Partikel (UFP) in Verkehrsmittelinnenräumen (in 10³ Partikel/cm³)
Table 8: Ultrafine particles (UFP) in indoor air of transportation systems (10³ particles/cm³)
Quelle
Mittelwert
Min - Max
Messbereich
(µm)
Beschreibung
-
0,02 ->1,0
Aberdeen, UK; 11 Busse
9,9-142,8
8,0-281,6
46,1-115,6
0,01- >1,0
Leeds, UK; Bus,
0,02- >1,0
101,4 (Bus)
99,7 (Auto)
87,5 (Taxi)
94,1 (Auto)
64,5-158,7
36,5-151,8
51,5-114,0
25,4-217,0
0,02- >1,0
Leicester, UK; 133 Kleintransporter
London, UK; während Bus-,
Auto- und Taxifahrten; 2003
001- >1,0
Athen, Griechenland; Routen
durch die City; 2004
29,9 b
4,3-190,2
0,02- >1,0
~32,0 (Bus)
~39,0 (Auto)
24,8 (X, AC)
54,7 (X, nAC)
68,6 (Y, AC)
245,7 (Y,nAC)
12,0-80,0
11,0-83,0
-
0,02- >1,0
New York, USA; 3 Stadtfahrten
Boston, USA; Auto; 2000
Europa
Dennekamp et al.
2002
Mackay 2004
Krausse & Mardal- jevic 2005
Kaur et al. 2005
Diapouli et al.
2007b
Nordamerika
Abraham et al.
2002
Levy et al. 2002
Eiguren-Fernandez et al. 2005
53,0 a
43,6 (Bus)
58,3 (Auto)
0,005-~2,0
Los Angeles, USA, Autofahrt;
AC: air condition, nAC: Fenster geöffnet; X: kleine Straße;
Y: Freeway
a: Median; b: Mittelwert aus drei Touren
7.6.2
Feinstäube in unterirdischen Verkehrsmitteln
7.6.2.1 Messungen zur Partikelmasse
Für diese Verkehrsmittelinnenräume liegen Messungen derzeit insbesondere aus England
vor. So wurden 1996 in der Londoner U-Bahn im Sommer mittlere PM2,5-Konzentrationen
von 247 µg/m³ (105 – 371 µg/m³) und im Winter von 157 µg/m³ (12 – 263 µg/m³) gemessen
(Adams et al. 2001). In einer aktuelleren Studie in drei U-Bahn Linien in London wurden im
Mittel 180 - 200 µg/m³ (PM2,5) gemessen, während auf den Bahnsteigen von drei UBahnhöfen durchschnittliche PM2,5-Gehalte von 270 - 480 µg/m³ bestimmt wurden (Hurley et
al. 2004). Eine Studie in Boston ergab durchschnittliche Konzentrationen von 70 µg/m³ PM2,5
57
im U-Bahn Wagen, während auch hier die Gehalte auf dem U-Bahnhof mit 130 µg/m³ deutlich höher waren (Levy et al. 2002).
In der U-Bahn von Mexico-City lagen die durchschnittlichen PM2,5-Gehalte hingegen bei 61
µg/m³ (31 - 99 µg/m³) (Gómez-Perales et al. 2004).
PM10-Messungen sind in der U-Bahn von Seoul und in einer chinesischen Stadt durchgeführt
worden und zeigten eine Belastung in den Zügen von 148 µg/m³ (Sohn et al. 2005) bzw. 67
µg/m³ (26-123 µg/m³) (Chan et al. 2002b).
Die einzige Veröffentlichung aus Deutschland beschreibt die Belastung in der Berliner UBahn, die 1995/96 in Zügen einer zentralen U-Bahn Route gemessen wurden (Fromme et
al.1998). Die mittleren PM4-Gehalte lagen in dieser Studie bei 153 µg/m³ (121-176 µg/m³) im
Sommer und 141 µg/m³ (124-169 µg/m³) im Winter. In der gleichen Studie wurde bei einmaligen Messungen auf 4 U-Bahnsteigen gravimetrische PM4-Konzentrationen während des
Betriebs zwischen 128 und 311 µg/m³ bestimmt.
Zusammenfassend zeigen die Untersuchungen, dass die Belastungssituation in den UBahnzügen die Gehalte in den oberirdischen Verkehrsmitteln deutlich übersteigen kann.
Darauf deuten insbesondere die Studien aus London und Berlin hin. Es ist darüber hinaus
nicht bekannt, welche chemische Zusammensetzung diese Partikel haben und wo ihre Quellen zu suchen sind (z.B. lediglich Aufwirbelungen oder Dieselmotorabgas). Die wenigen
Messungen zur Partikelanzahl lassen wahrscheinlich eher gröbere Partikel vermuten. Auffällig ist, dass die Belastung in den U-Bahnhöfen oft höher ist als in den Zügen. Es fehlen aktuelle Daten aus Deutschland, um eine Risikoabschätzung treffen zu können.
7.6.2.2 Messungen von ultrafeinen Partikeln
Für die Innenräume von U-Bahnen liegen derzeit kaum Messungen zur Partikelanzahl vor. In
drei U-Bahn Linien von London wurden im Mittel 17.000 - 23.000 Pt./cm³ (>50 nm) gemessen, während auf den Bahnsteigen von drei U-Bahnhöfen durchschnittliche Gehalte von
14.000 - 29.000 Pt./cm³ bestimmt wurden (Hurley et al. 2004). Zu ähnlichen Ergebnissen
kommen Messungen in der U-Bahn von Boston, bei der im Mittel ca. 21.000 Pt./cm³ gemessen wurde (Levy et al. 2002).
58
8 Wichtige Quellen und Einflussfaktoren auf Feinstäube in Innenräumen
Aus den bisher in der wissenschaftlichen Literatur veröffentlichten Untersuchungen lassen
sich folgende Aktivitäten und Faktoren beschrieben, denen ein bedeutender Einfluss auf die
Feinstaubkonzentrationen in der Innenraumluft zukommt.
8.1 Verbrennungsprozesse in Innenräumen
Das Rauchen auch eine wesentliche Partikelquelle sein kann belegen Studien zur Charakterisierung der Tabakrauchbestandteilen und Untersuchungen in Testräumen, in denen geraucht wurde. So ließen sich in einem Testraum beim Rauchen einer Zigarette Spitzenkonzentrationen an alveolengängigen Partikeln von ca. 150 µg/m³ und beim Rauchen einer Zigarre Maximalwerte von ca. 400 µg/m³ nachweisen (Klepeis et al. 1999). In der folgenden
Abbildung 12 sind beispielhaft die zeitlichen Entwicklungen der Feinstaubgehalte in diesem
Testraum dargestellt.
In vielen Studien wurde darüber hinaus beobachtet, dass das Rauchen auch in Innenräumen
zu einer deutlichen Zunahme der Partikelmasse als auch der Partikelanzahlkonzentration
führt. So gehen z.B. Özkaynak et al. (1995) davon aus, dass der zusätzliche mittlere Beitrag
durch das Rauchen in einer Erhöhung der Grundbelastung an PM10 um 27 - 37 µg/m³ (PM2,5:
29 – 37 µg/m³) besteht. Die gleichen Autoren rechneten mit einem Beitrag zum PM10 (als 12
Stunden Mittelwert) von 3,2 µg/m³ pro Zigarette. Auch in der umfangreichen Harvard Six-City
Study lagen die Jahresmittelwerte in Raucherhaushalten ca. um den Faktor 3 höher als in
Nichtraucherhaushalten (Neas et al. 1994). Die Verteilungsparameter sind für diese Studie in
der Abbildung 13 dargestellt und belegen einen deutlichen Anstieg der Innenraumbelastung
mit der Anzahl gerauchter Zigaretten.
Auch die Partikelanzahl stieg beim Zigarettenrauchen erheblich an, z.T. auf Werte bis zu
213.000 Partikeln/cm³ (He et al. 2004, Bake et al. 2004, Afshari et al. 2005, Hussein et al.
2006).
Verschiedene Studien ergaben auch beim Abbrennen von Kerzen bzw. Öllampen in Räumen
und Testkammern einen Anstieg der ultrafeinen Partikel, allerdings lag dieser eher unter den
59
Spitzenkonzentrationen, die beim Kochen beschrieben worden sind (Fine et al. 1999, Birmili
et al. 2003, Bake et al. 2004, Hussein et al. 2006). Dabei traten deutlich höhere Gehalte
beim Löschen von Kerzen auf als beim Brennen selbst (Hussein et al. 2006). Bake et al.
(2004) beschrieben beim Abbrennen von Kerzen und Teelichtern einen erheblichen Anstieg
von Partikeln < 50 nm in der Raumluft, der sich allerdings bereits nach 1 Stunde wieder normalisiert hatte.
Auch beim Abbrennen von Räucherstäbchen lassen sich hohe Massengehalte in der Innenraumluft nachweise (Chao et al. 1998, Jetter et al. 2002). In einer Studie wurden insbesondere Partikel im Bereich von 0,06 bis 2,5 µm (Verteilungsmaximum: 0,26 und 0,65 µm) in der
Raumluft beobachtet, die bei der Untersuchung von 23 verschiedenen Räucherstäbchen zu
Emissionsraten von 7 bis 56 mg/h führten (Jetter et al. 2002).
Zigarre
Zigarette
Abb. 12: Zeitliche Entwicklung der Gehalte an alveolengängigem Feinstaub in einem Wohnzimmer (97 m³) beim Rauchen einer Zigarre und einer Zigarette (Punkte: gemessen;
Linie: Modellrechnung) (Klepeis et al. 1999)
Figure 12: Time series of respirable suspended particles (RSP) in a parlor (97 m³) smoking
a cigar and a cigarette (dots: measured; line: predicted by model) (Klepeis et al.
1999)
60
(µg/m³)
110
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
nie/früher
wechselnd
<0,5
1,0-2,0
>2,0
Packungen
Abb. 13: Verteilung der Perzentilwerte (10., 25., 50., 75., 90. Perzentil) für Jahresmittelwertgehalte an PM2,5 im Innenraum nach Rauchstatus bzw. Anzahl gerauchter Zigaretten (Neas et al. 1994)
Figure 13: Distribution percentiles (10th, 25th, 50th, 75th, 90th percentile) for annual average concentrations if indoor PM2.5 by smoking status and number of cigarette
packs smoked (Neas et al. 1994)
8.2 Kochaktivitäten
Auch bei Kochaktivitäten ist die Freisetzung feiner und ultrafeiner Partikel (20 – 500 nm
Durchmesser) beschrieben (Abt et al. 2000). Verschiedene Arbeitsgruppen berichteten über
kurzfristig sehr hohe Spitzenbelastungen beim Kochen mit Elektroherden und insbesondere
bei Gasherden von 100.000 bis 560.000 Partikeln/cm³ (Morawska et al. 2003, Dennekamp et
al. 2001, He et al. 2004, Afshari et al. 2005, Ogulei et al. 2006, Hussein et al. 2006). Dabei
lässt sich der weite Konzentrationsbereich insbesondere durch die unterschiedlichen Kochaktivitäten (z.B. Backen, Braten, Frittieren, Toasten), den Energieeinsatz, das jeweilige
Kochgut, die Lüftungsbedingungen und die Raumgeometrie erklären.
Dennekamp et al. (2001) beschrieben Anzahlkonzentrationen von bis zu 110.000 bzw.
150.000 ultrafeiner Partikel/cm³ bei der Benutzung von 4 Elektro- bzw. Gaskochfeldern und
Spitzenwerte von bis zu 590.000 ultrafeiner Partikel/cm³ beim Braten von Schinken auf ei-
61
nem Gasherd. Partikel mit einem Durchmesser von 16 bis 72 nm dominierten in der Partikelgrößenverteilung. Nach kurzer Zeit kommt es durch Koagulation der Partikel in der Raumluft
zu einer Verschiebung in Richtung größerer Durchmesser. Kurze Zeit nach Beendigung der
Kochaktivität (<1-4 Stunden) werden wieder übliche Anzahlkonzentrationen erreicht, auch
weil die ultrafeinen Partikel sehr schnell zu größeren aggregieren (Abt et al. 2000, Dennekamp et al. 2001, Hussein et al. 2006). Ein Beispiel für diese hohen PNCs gibt die folgende
Abbildung 14.
250
PNC (Anzahlx103/cm3)
PM10 (µg/m3)
Staubsaugen
Backen
200
150
100
50
0
0
20
40
60
80
100 120 140 160 180 200 220 240 260
Zeit (in Minuten)
Abb. 14: Partikelanzahlkonzentration (PNC) und PM10-Gehalte in der Küche beim Backen
mit einem elektrischen Backofen
Figure 14: Particle number concentration (PNC) and PM10 in the kitchen baking with an electric oven.
Auch bezogen auf die Partikelmasse stellen diese Aktivitäten eine Quelle dar (Jones et al.
2000). In einer amerikanischen Studie wurde bei typischen Kochaktivitäten PM2,5- bzw. PM10Konzentrationen von einigen hundert µg/m³ in der Küche beobachtet, wobei die Partikel im
Wesentlich aus der feinen und ultrafeinen Fraktion bestanden (Fortmann et al. 2001).In den
angrenzenden Wohn- und Schlafräumen waren die PM2,5-Gehalte erheblich niedriger. Für
PM10 war dies auch der Fall, aber nicht so ausgeprägt. Die höchsten Gehalte wurden während der automatischen Selbstreinigung der Geräte beobachtet. In der amerikanischen
62
PTEAM-Studie wurde mit Hilfe eines Regressionsmodell ermittelt, dass durch das Kochen
die Grundbelastung an PM10 im Innenraum um ca. 12 – 26 µg/m³ (PM2,5: ca. 13 µg/m ³) ansteigt (Özkaynak et al. 1995, Wallace et al. 2003). Außergewöhnlich hohe Belastung sind
beim Kochen unter Verwendung offener Feuerstellen zu erwarten, die insbesondere in Ländern der Dritten Welt zu PM2,5-Gehalte bis in den unteren mg/m³ erwarten lassen (z.B. Naeher et al. 2000).
8.3 Reinigungsaktivitäten
Bei der Wohnungsreinigung (insbesondere beim Staubsaugen) wird in der Innenraumluft eine Zunahme an gröberen Partikeln (2,5-10 µm Durchmesser) und damit insbesondere der
Partikelmasse beobachtet (Abt et al. 2000) (siehe auch Abbildung 14). In zwei Studien aus
den Vereinigten Staaten wurde der Beitrag von Reinigungsaktivitäten an der PM2,5Innenraumbelastung auf 23-32 µg/m³ geschätzt (Long et al. 2000, Ferro et al. 2004).
Afshari et al. (2004) beschreiben dagegen für ultrafeine Partikel lediglich einen nicht signifikanten geringfügigen Anstieg. In einer Untersuchung verschiedener Staubsauger in einem
Versuchsraum kam es beim Einsatz von zwei Geräten ohne HEPA-Filter zu einer Abnahme
der Partikelanzahl > 100 nm, aber zu einem Anstieg der Partikel < 50 nm in der Raumluft.
Bei einem Staubsauger mit HEPA-Filter ließ sich hingegen eine deutliche Reduktion im gesamten Partikelspektrum beobachten (Bake et al. 2004).
In der Studie von Long et al. (2000) wurde darüber hinaus untersucht, welchen Einfluss das
Reinigen eines Wohnraumes mit einem handelsüblichen Reinigungsmittel, das zu 15 % aus
Pinienöl bestand, auf die partikuläre Belastung besitzt. Während der Tätigkeiten stiegen die
PNCs von anfangs 2.000 Pt./cm³ auf ein Maximum von 190.000 Pt./cm³ (Partikel > 20 nm)
und die PM2,5-Gehalte von 5 auf 38 µg/m³. Die Spitze der Partikelverteilung lag 10 Minuten
nach dem Reinigen bei 60 nm und stieg nach 1 Stunde auf 110 nm an. Als Erklärung für dieses Phänomen, das teilweise noch über Stunden beobachtet werden konnte, wurde die Partikelneubildung bzw. ein Partikelwachstum durch oxidative Prozesse im Innenraum (siehe
Kapitel 8.5) angenommen.
Auch andere Arbeitsgruppen konnten in Testkammern, die wie ein Wohnraum eingerichtet
waren, bei der Anwesenheit von Ozon und gleichzeitiger Anwendung terpenhaltiger Reinigungsmittel einen deutlichen Anstieg der Partikelanzahlkonzentrationen und der Partikelmasse sowie auch von Carbonylverbindungen (Formaldehyd, Aceton) nachweisen (Sarwar
63
et al. 2004, Singer et al. 2006, Destaillats et al. 2006). In der Abbildung 15 ist dieser Zusammenhang dargestellt.
ohne Ozon
mit Ozon (1. Versuch)
mit Ozon (2. Versuch)
Partikelanzahl/cm³
10000
1000
100
A
B
C
Abb. 15: Maximale Partikelanzahl (PNC) in einem Testraum nach der Anwendung von Reinigungsmitteln und einem Luftverbesserer (A: Entfetter auf Orangenöl-Basis; B:
Reiniger auf Pinienöl-Basis; C: Luftverbesserer) (nach Singer et al. 2006)
Figure 15: Maximum number of particles (PNC) in a test chamber resulting from the use of
cleaning products and an air freshner (A: orange oil-based degreaser; B: pine
oil-based cleaner; C: air freshner) (from Singer et al. 2006)
8.4 Biologische Quellen
Quellen für Feinstaubpartikel in Innenräumen können mitunter auch biologischen Ursprungs
sein. Hierbei kann es sich um lebensfähige oder schon abgestorbene Mikroorganismen
(Bakterien, Schimmelpilze) oder Viren handeln. Es können aber auch Bestandteile, Zersetzungsprodukte, Stoffwechselprodukte oder Inhaltstoffe von Mikroorganismen oder unter anderem auch von Pollen, Parasiten und höheren Organismen in die Luft übergehen. Zu nennen wäre hierbei z.B. Toxine, Endotoxine, beta-Glucane und Allergene. Die auf biologische
64
Quellen zurückzuführenden Feinstaubpartikel können im Bereich der natürlichen Hintergrundkonzentration auftreten und damit in der Höhe abhängig von der Jahreszeit sein.
Es können aber auch fallbezogene Schadensquellen vorliegen, die zur Folge haben können,
dass es zum Auftreten von biologischen Partikeln kommt, die in der Art und in der Konzentration über das hinausgehen, was allgemein in der Umgebungsluft auftritt. Dies könnte z. B.
ein Feuchteschaden sein, der zu einem Schimmelpilzbefall und damit zu erhöhten Schimmelpilzkonzentrationen im betreffenden Innenraum führt. Nach Einschätzung einer Kommission des Robert-Koch-Institutes ist die quantitative Bestimmung z. B. einer derartigen Exposition nicht möglich (RKI 2006). Ähnlich sind sicher auch die bei den anderen biologischen
Schadstoffen auftretenden Expositionen quantitativ nicht zu bestimmen. Bestenfalls sind
qualitative Einschätzungen möglich. Einerseits unterliegen die Schimmelpilze großen zeitlichen und räumlichen Konzentrationsschwankungen und einige Arten kommen dominant
auch in der Außenluft vor. Dabei wird die Konzentration in den einzelnen Medien von den unterschiedlichsten Faktoren (Jahreszeit, Größe zusätzlicher Innenraumquellen, Wachstumsphase, Nährstoffangebot, Feuchte, mechanische Aktivitäten, Nutzungsgewohnheiten sowie
spezifische Stabilität, Flugfähigkeit, abgegebene Konzentration von Sporen oder anderen
Substanzen usw.) beeinflusst.
Vor dem Hintergrund der möglichen starken zeitlichen und räumlichen Schwankungen der
Konzentration an Schimmelpilzen, vor allem in der Luft, ist es für eine Expositionsabschätzung problematisch, dass Schimmelpilzmessungen nur über relativ kurze Zeiträume (Minuten, Stunden) durchgeführt werden können. Eine Verallgemeinerung der erhaltenen Konzentrationsergebnisse ist nur mit Einschränkung möglich. Echte Langzeitmessungen, die den
Verlauf der Konzentration über Wochen erfassen und auch kurzfristige Spitzenwerte erkennen lassen, sind bei Schimmelpilzmessungen nicht möglich.
Andererseits ist unklar, welches Medium (z. B. Luft, Baumaterialien, Hausstaub) und welcher
Parameter (z. B. Gesamtsporenzahl, kultivierbare Schimmelpilzsporen, Toxine, MVOC, βGlukane, sonstige Zellbestandteile oder Stoffwechselprodukte) eine gesundheitlich relevante
Exposition des Menschen im Innenraum am besten charakterisiert. Die Ergebnisse verschiedener Studien haben gezeigt, dass die in den einzelnen Medien ermittelten Konzentrationen
oft nur schwach oder gar nicht miteinander korrelieren. Darüber hinaus kommen Schimmelpilze meist gleichzeitig mit anderen Allergenen vor, so dass eine Abgrenzung schimmelpilzspezifischer Wirkungen problematisch ist. Antigene der Hausstaubmilben, das Katzenantigen
(fel d 1), von außen in den Innenraum eingetragene Antigene sowie Bakterien und Endotoxine müssen mitberücksichtigt werden. Hausstaubmilben (und auch Bakterien) stellen einen
65
besonderen Confounder dar, da sie genau wie Schimmelpilze in Räumen höherer Luft- und
Materialfeuchtigkeit gehäuft auftreten. Besonders problematisch ist, dass zahlreiche Allergene biologischen Ursprungs einem saisonalen Zyklus ähnlich dem der außenlufttypischen
Schimmelpilze unterliegen. So finden sich in Außen- und Innenraumluft gerade im Sommer/Spätsommer nicht nur vermehrt Schimmelpilzsporen (v.a. Cladosporium spp. und Alternaria spp.), sondern auch zahlreiche Gräser- und Kräuterpollen.
8.5 Sekundäre organische Aerosole (SOA)
Obwohl seit langer Zeit immer wieder diskutiert, wurde erst in den neunziger Jahren damit
begonnen systematischer die komplexen Bildungs- und Transformationsprozesse von Partikeln in Innenräumen zu untersuchen. Hierbei wurde deutlich, dass chemische Reaktionen
der Gas- und Aerosolphase auch in Innenräumen für die Neubildung sogenannter sekundärer organischer Aerosole (SOA) und für die Modifizierung existierender Partikel verantwortlich sind (Zusammenfassung in Weschler et al. 2006).
Insbesondere die Bildung von SOA durch die Reaktion von Ozon mit Terpenen und anderen
ungesättigten organischen Verbindungen wurde in vielen experimentellen Testkammerversuchen nachvollzogen und bestätigt (z.B. Wainman et al. 2000, Fan et al. 2003, Sarwar et al.
2004, Liu et al. 2004b, Vertiainen et al. 2006, Destaillats et al. 2006, Aoki & Tanabe 2007).
Bei dieser Reaktion wurde nicht nur eine Partikelneubildung beobachtet, sondern auch Carbonylverbindungen (Formaldehyd, Aceton), unterschiedliche organische Säuren, Stickstoffverbindungen, Wasserstoffperoxid und verschiedene Radikale, wie das Hydroxylradikal, gebildet. Weiterreaktionen des Hydroxylradikals mit anderen flüchtigen organischen Verbindungen in Innenräumen (z.B. Toluol, Xylole) sind gleichfalls beschrieben (Shaughnessy et al.
2001, Fan et al. 2003). Es wird davon ausgegangen, dass in der simultanen Bildung von z.B.
Wasserstoffperoxid und dem hygroskopischen SOA ein Mechanismus besteht, der partikelgebundenes H2O2, aber auch andere irritative Substanzen, tiefer in die Atemwege eindringen
lassen könnte, ohne das sie bereits an den peripheren Atemwegen abreagieren (Weschler et
al. 2003). Grundsätzlich scheint bei höherer relativer Luftfeuchte eine verstärktes Partikelwachstum aufzutreten (Wainman et al. 2000). Darüber hinaus wurde beobachtet, dass es
auch in solchen Innenräumen zu einem Partikelwachstum kommt in denen eigentlich keine
flüchtigen Vorläufersubstanzen in der Raumluft vorhanden sind (Shaughnessy et al. 1999).
Erklärt wird dies mit der Reaktion des Ozons mit ungesättigten Substanzen in Raumausstattungsmaterialien, wie z.B. Linoleumbelägen, Teppichböden (Morrison et al. 2002).
66
Weschler & Shields (1999) untersuchten erstmals SOAs, indem sie einen von zwei Büroräumen, bei eingestellter Ozonkonzentration (<5 bis 45 ppb), mit verschiedenen Terpenen
belasteten. Die Autoren geben an, dass es unter realistischen Ozon- und Limonengehalten
in einem Raum mit Limonen zu einer mittlere Massenzunahme von 2,5 - 5,5 µg/m³ gegenüber dem Kontrollraum kam. Gleichzeitig wurde eine Zunahme der Partikelanzahl um den
Faktor 10 beobachtet. Ozon war in diesen Experimenten der limitierende Faktor in der Bildung von SOAs. Die Ergebnisse sind in der Abbildung 16 grafisch dargestellt.
ohne Limonen
mit Limonen
14
6000
12
Partikelmasse [µg/m³]
Partikelanzahl/cm³
5000
4000
3000
2000
1000
10
8
6
4
2
0
0
0,1-0,2
0,2-0,3
0,3-0,4
Größenklasse [µm]
0,4-0,5
0,1-0,2
0,2-0,3
0,3-0,4
0,4-0,5
Größenklasse [µm]
Abb.16: Vergleich der Partikelkonzentrationen (links: Anzahl; rechts: Masse) in einem Büro
mit einer Limonen-Quelle und einem Raum ohne (Weschler 2003).
Figure 16: Comparison between the concentrations of particles (left: number; right: mass) in
an office with a limonene source and one without (Weschler 2003).
Bisher sind zwei Studien veröffentlicht, in denen reale Wohnungen untersucht wurden (Long
et al. 2000, Hubbard et al. 2005) bzw. eine in einem wohnähnlich eingerichtete Testraum
(Singer et al. 2006; Ergebnisse siehe Kapitel Reinigungsaktivitäten). Während in der Studie
von Long et al. (2000) der SOA-Effekt nach Aufbringung eines Pinienöl-haltigen Reinigungsmittels und eines Luftverbesserers ermittelt wurde (siehe Kapitel 8.3 Reinigungsaktivitäten), untersuchten Hubbard et al. (2005) den Effekt von ozonbildenden Luftreinigern bei
67
gleichzeitiger Anwendung terpenhaltiger Reinigungsmittel in drei Wohnräumen in Texas.
Diese Studie kommt zu dem Ergebnis, dass bei der Anwesenheit von Ozon und Terpenen
die Anzahl der Partikel in allen Größenklassen ansteigt und eine Verschiebung von kleinen
zu größeren Partikeldurchmessern beobachtet werden kann.
8.6 Beitrag der Außenluft an den Innenraumluftgehalten
Der Beitrag der Außenluft zur Höhe der Feinstaubkonzentration in der Innenraumluft ist neben der betrachteten Partikelfraktion insbesondere abhängig vom Lüftungsverhalten der
Raumnutzer, von der Dichtigkeit der Gebäudehülle (Penetrationsfaktor), den Staubdepositionsraten im Innenraum, den Resuspensionseffekten im Raum und dem Koagulationsverhalten der Partikel, wobei das Lüftungsverhalten naturgemäß in starkem Maße von der Jahreszeit und von der Witterung abhängt (Chao & Tung 2001, Nazaroff 2004, Janssen et al. 2005,
Gabrio et al. 2007a,b). Insgesamt sind diese Prozesse sehr komplex und müssen für jede
Partikelfraktion gesondert betrachtet werden. Über die Fenster und Türen, aber auch über
Undichtigkeiten in der Gebäudehülle erfolgt ein Luftwechsel zwischen der Innenraumluft und
der Außenluft. Diese stark variierende Luftwechselrate führt in der Folge auch zu einem starken Einfluss der Außenluft auf die Höhe der Feinstaubkonzentration in der Innenraumluft.
Auch gravierende Kurzzeitbelastungen in der Außenluft können sich selbst bei geschlossenen Fenstern in Abhängigkeit von der Dichtigkeit der Gebäudehülle im Innenraum bemerkbar
machen.
Auch die Höhe des Stockwerks in dem der Innenraum liegt kann einen deutlichen Einfluss
auf die Belastungssituation haben. In größeren Gebäudekomplexen muss auch ein Einfluss
auf die Feinstaubkonzentration in einem Raum aufgrund erhöhter bzw. erniedrigter Feinstaubkonzentrationen in Nachbarräumen und der Luftströmungsverhältnisse im Gesamtobjekt beachtet werden.
Auch Cyrys et al. 2004 berichten bei der Untersuchung von zwei Modellräumen ohne eine
weitergehende Innenraumaktivität, dass 75 % der Innenraumluftgehalte an PM2,5 aber nur 43
% der Anzahl ultrafeiner Partikel durch die jeweiligen Außenluftgehalte erklärbar sind.
Ergebnisse im Rahmen einer epidemiologischen Untersuchung ergaben einen statistisch
signifikanten Zusammenhang zwischen der Außenluft- und der persönlichen Partikelbelas-
68
tung (Kim et al. 2005). Von den Autoren wird berichtet, dass in Abhängigkeit vom Luftwechsel der Außenluftanteil an der Innenraumbelastung zwischen 5 und >90 % schwanken kann.
In einer Untersuchung wurden in 10 Klassen (5 Schulen) sowie in 10 Vorschulen und 20
Nichtraucherhaushalten gravimetrisch PM2,5-Messungen (innen und außen) durchgeführt
und der Staub auf verschiedene Elementen untersucht. Begleitet wurden Luftwechselmessungen durchgeführt (0,4/h-3,5/h in Schulen; 0,2/h-1,3/h in Wohnungen; Vorschulen: 0,3/h5,8/h). Mit einer Ausnahme (Titan) waren die Außenkonzentrationen der untersuchten Stoffe
größer als die Innenkonzentrationen; für Titan wurden Innenraumquellen (Farbpigmente)
vermutet. Für Blei wurde keine signifikante Korrelation zwischen Luftwechselrate und Partikelinfiltration gefunden, für Schwefel lediglich bei den Wintermessungen in den Wohnungen.
Das I/O-Verhältnis lag bei Blei und Schwefel zwischen 0,4-0,9 in Abhängigkeit vom Ort und
der Jahreszeit (Molnar et al. 2007).
In der Abbildung 17 sind die Ergebnisse einer amerikanischen Arbeitsgruppe dargestellt, die
die lüftungsbedingte Beeinflussung der Partikelpenetration von Außen in Wohninnenräume
ermittelt haben (Riley et al. 2002). Lediglich beim Vorhandensein einer raumlufttechnischen
Anlagen kann, aufgrund entsprechender Filtersysteme, mit einem sehr geringen Anteil an
Außenluftpartikeln an der Innenraumluftbelastung gerechnet werden.
Vergleichende Messungen der Partikelanzahlkonzentrationen um den Außenluftanteil im Innenraum zu ermitteln liegen nur sehr begrenzt vor. Bei der parallelen Messungen der Partikelverteilung in Räumen ohne Innenraumquelle (siehe Abbildung 18) ergaben sich bei geschlossenen Fenster und Türen im Innenraum deutlich niedrigere Gehalte in den Partikelgrößenklassen als Außen, wobei die Differenz mit der Höhe der Außenluftbelastung zunahm
(Franck et al. 2003). Darüber hinaus war im Innenraum das Konzentrationsmaximum zu höheren Durchmessern verschoben.
69
hohe natürliche Lüftung
normale natürliche Lüftung
PNC
PM2,5
RLT
PM10
0
20
40
60
80
100 %
Abb. 17: Anteil der Außenluftpartikel an den Innenraumpartikeln in drei städtischen Wohnungen mit raumlufttechnischen Anlagen und mit üblichen natürlichen Lüftungsbedingungen sowie hohem natürlichem Lüftungsverhalten (modifiziert nach Riley et al.
2002).
Figure 17: Predicted indoor proportion of outdoor particles in three urban residential scenarios with an air conditioned equipment and with normal or high natural ventilation
(modified from Riley et al. 2002)
70
Abb. 18: Partikelverteilung im Innenraum und in der Außenluft (Beispiele von parallelen
Messungen Innen und Außen) (Franck et al. 2003)
Figure 18: Indoor and outdoor size distributions of particles (example of paired outdoor and
indoor measurements) (Franck et al. 2003)
71
9 Toxikologische Aspekte von Feinstäuben in der Innenraumluft
In einer Vielzahl von Tierexperimenten und In-vitro-Untersuchungen wurde versucht, den
Wirkungsmechanismus von Feinstaubpartikeln aufzuklären, der (auch auf Grund seiner
Komplexität) noch nicht vollständig verstanden wird. Es ließ sich insbesondere zeigen, dass
Partikel im Bereich der Atemwege zu einer vermehrten Freisetzung von Chemokinen / Cytokinen führen. Diese niedermolekularen Signalproteine induzieren den Einstrom von
neutrophilen Leukozyten aus dem Blutstrom in das Bronchiallumen und üben eine
proinflammatorische Wirkung aus. Darüber hinaus wird durch die Interaktion der Partikel mit
der Zellwand von Makrophagen und nach ihrer Phagozytose bzw. Endozytose die Bildung
von Eicosanoiden und reaktiven Sauerstoffspezies (ROS) und Stickstoffspezies angeregt.
Die vermehrte Bildung von ROS führt, durch Reaktionen mit kritischen Zellbestandteilen (z.B.
DNA, Zellmembranen), zu strukturellen und funktionalen Veränderungen insbesondere im
Bereich der alveolären Epithelzellen und zur Apoptosis von Alveolarmakrophagen.
Hinsichtlich der Zuordnung von Wirkungen zu verschiedenen Feinstaubfraktionen und Staubinhaltsstoffen bestehen noch deutliche Wissenslücken. Mit den bisher üblichen Messmethoden für PM10 bzw. PM2,5 wird lediglich die Partikelmasse erfasst; über die Größenverteilung,
die Oberflächenstruktur und -eigenschaften, die chemische und biologische Zusammensetzung der Partikel, die für die toxische Wirkung von wesentlicher Bedeutung sein dürften, geben diese Messungen hingegen keine Informationen. So weisen einige Untersuchungen darauf hin, dass die Art der Quelle und atmosphärische Transformationsprozesse nicht nur die
Zusammensetzung (EC-Anteil, Gehalt an organischen Substanzen etc.), sondern auch wesentlich die Wirkung sowohl in In-vitro-Versuchen als auch im Tierexperiment beeinflusst
(DeMarini et al. 2003, Singh et al. 2004, Becker et al. 2005, Jalava et al. 2007, Happo et al.
2007, Pérez et al. 2007). Auch epidemiologische Untersuchungen, bei denen jedoch nur Expositionsdaten aus der Außenluft herangezogen wurden, gestatten den Schluss, dass feine
Partikel (< 2,5 µm Da) sich hinsichtlich Mortalität und Herz-Kreislauf- oder Atemwegserkrankungen als risikoreicher erwiesen haben als die gröberen Partikel.
Daten zur Toxizität von Feinstäuben liegen derzeit fast ausschließlich zu Reinsubstanzen
bzw. zu typischen Außenluftpartikeln vor.
72
Lediglich in einer In-vitro-Studie in Boston wurde an 14 gepaarten Innen- und Außenluftproben (PM2.5) die Bioaktivität an Alveolarmakrophagen näher untersucht (Long et al. 2001a).
Auch nach Adjustierung auf die Endotoxingehalte der jeweiligen Proben zeigten Innenraumstäube eine stärkere proinflammatorische Wirkung (TNF Produktion) als vergleichbare Außenluftstäube. In einer anderen Studie von Monn & Becker (1999) wurde die Cytotoxizität
und das proinflammatorische Potential der wasserlöslichen Komponenten von “fine” and “coarse particles” auf Blutmonozyten untersucht. Toxizität und Cytokinproduktion zeigten sich
abhängig von der PM10-2,5-Partikelfraktion aus der Außenluft, nicht aber von der PM2,5–
Fraktion und von Innenraumluftstäuben. Allerdings merken die Autoren kritisch an, dass eine
Beeinflussung der Ergebnisse durch gram-negative Bakterien bzw. Endotoxin nicht ausgeschlossen werden kann. In einer schwedischen Studie wurde vergleichend das Potential oxidativen Stress auf Lungenzellen auszuüben von Feinstaub aus einem U-Bahnhof und einer
nahen stark befahrenen Straße betrachtet (Karlsson et al. 2005). Die oxidative und genotoxische Potenz von Stäuben aus der U-Bahn war um den Faktor 4 bzw. 8 höher. Das oxidative
Potential scheint dabei sehr stark von den hohen Eisengehalten (insbesondere Fe3O4) im UBahn Staub abhängig zu sein.
Wenn das Gleichgewicht zwischen Partikelaufnahme und Elimination (Clearance) über längere Zeit durch eine erhöhte Aufnahme von Partikeln gestört ist, kann es zum sog. OverloadPhänomen kommen. Hierunter versteht man, dass die Clearance des alveolär deponierten
Staubs ab einer bestimmten Beladung der Makrophagen mit Partikeln abnimmt und bei einer
Überladung ganz zum Erliegen kommt. Dies hat zur Folge, dass die beschriebenen Entzündungsprozesse intensiver ablaufen. Bei Säugetieren (z. B. Ratte) konnten auf diese Weise
Tumor bildende Prozesse in Gang gesetzt werden. Auch wenn derartige Prozesse beim
Menschen bisher nicht hinreichend belegt sind, ist angesichts der tierexperimentellen Ergebnisse anzunehmen, dass ähnliche Mechanismen auch beim Menschen grundsätzlich möglich sind.
Kado et al. (1994) konnten zeigen, dass die mutagene Aktivität, bestimmt mit dem Salmonella microsuspension assay, von Außenluftproben und Innenraumluftproben aus NichtraucherWohnungen vergleichbar ist.
Bei der Untersuchung des Schulpersonals in 12 schwedischen Schulen (n=234) in den Jahres 1993-1995 wurde der inflammatorische Effekt von verschiedenen chemischen und biologischen Innenraumluftverunreinigungen auf die Nasenschleimhaut beobachtet (Norbäck et
al. 2000). Für die in je zwei Klassenräumen pro Schule kontinuierlich gemessenen Fein-
73
staubgehalte (alveoläre Fraktion) ließen sich keine signifikanten Beziehungen zu den in der
nasalen Lavage gewonnen Entzündungsparametern finden (im Gegensatz zu Formaldehyd
und NO2). Hingegen zeigten sich die Ergebnisse der rhinometrischen Messungen abhängig
vom Feinstaubgehalt, der sich in den Klassenräumen allerdings nur zwischen 12 und 32
µg/m³ bewegte. Die gleiche Arbeitsgruppe beschreibt jedoch eine deutliche Verringerung der
Entzündungsparameter von Personen in solchen Klassenräumen mit einem ausreichenden
Luftaustausch, geringen sedimentierten Staubgehalten und guter Reinigung der Räume
(Walinder et al. 1998).
In einer amerikanischen Studie (3 Schulen, 7 Klassenräume) wurden als Marker einer bakteriellen Belastung des Staubs die Muraminsäure (Muc) und Lipopolysaccharide (LPS) bestimmt (Fox et al. 2005). Sowohl die Feinstaubgehalte (zwischen 33 und 58 µg/m³) als auch
die Muc- und LPS-Gehalte waren in den besetzten Klassenräumen höher als in der Außenluft, allerdings zeigten sich erhebliche Unterschiede zwischen den Schulen.
In einem Versuch wurden 10 Personen (Nichtraucher) in einem Testraum über 3 Stunden
gegenüber „reiner“ Luft (41 µg/m³) bzw. Bürostaub (33 bis 462 µg/m³) exponiert (Pan et al.
2000). Der Staub wird als Gesamtstaub angegeben und nicht näher charakterisiert. Die
schlechtere Innenraumluftqualität war signifikant mit verschiedenen Fragebogenitems zur
Befindlichkeit (trockene Augen und Nasen, Irritationen von Haut und Nase) verknüpft und als
akuter Effekt zeigte sich ein Einfluss auf die wahrgenommene Geruchsintensität. In einer
weiteren Klimakammerstudie über 3 Stunden wurden 6 erwachsene Frauen und Männer mit
einer definierten Atopie 75 µg TSP/m3, 0,3 ppm Ozon oder einer Mischung aus TSP und Ozon in diesen Konzentrationen ausgesetzt. Die Mischung führt bei den Probanden im Vergleich zur Exposition gegenüber TSP oder Ozon allein zu einer signifikanten Erhöhung der
Zahl der Eosinophilen in der Nasallavage und zu einem signifikanten Absinken des PEF
(peak expiratory flow) (Mølhave et al. 2005).
74
10 Epidemiologische Aspekte von Feinstäuben in der Innenraumluft
Ergebnisse von epidemiologische Studien zu den gesundheitlichen Folgen von Feinstaubbelastung wurden oft dahingehend kritisch hinterfragt, dass sie sich auf Feinstaubkonzentrationen in der Außenluft beziehen und diese nicht unbedingt die tatsächliche Exposition gegenüber Feinstaub wiedergeben, da sich Menschen den Großteil der Zeit in Innenräumen aufhalten. Typische Quellen für Feinstaub in der Außenluft sind der Straßenverkehr und Industrieprozesse, während in Wohninnenräumen insbesondere Zigarettenrauch, andere Verbrennungsprozesse (z.B. beim Kochen und Heizen) sowie Aufwirbelungen von sedimentriertem
Hausstaub eine Rolle spielen können. Bei Feinstaub handelt es sich um eine komplexe Mischung aus verschiedenen Komponenten mit unterschiedlichen physikalischen und chemischen Eigenschaften. Verschiedene Eigenschaften können relevant für unterschiedliche gesundheitliche Wirkungen sein.
Primär wird Feinstaub anhand der Größe der Partikel charakterisiert. Daraus resultieren die
Bezeichnungen PM10, PM2,5 etc. sowie die Einteilung in eine grobe Fraktion (coarse fraction,
PM10-PM2,5), eine feine Fraktion (PM2,5) und eine ultrafeine Fraktion (PM0,1). In Abhängigkeit
von der Größe können Partikel unterschiedlich weit in den Atemtrakt gelangen. Es wird daher angenommen, dass feinere Partikel stärkere Gesundheitseffekte hervorrufen als gröbere.
Untersuchungen weisen jedoch auch darauf hin, dass die Zusammensetzung der Stäube für
die gesundheitliche Wirkung von Bedeutung ist (Laden et al. 2000; Schwarze et al. 2006,
Ostro et al. 2007).
Die Partikel in der groben Feinstaubfraktion (PM10-PM2,5) entstehen weitgehend mechanisch
durch den Zerfall größerer fester Partikel. In städtischer Umgebung beinhaltet diese Fraktion
typischerweise aufgewirbelten Staub von Straßen und von industriellen Prozessen, sowie
biologisches Material wie Pollen und Bakterienfragmente. Sie enthält ebenfalls vom Wind getragenes Erdkrustenmaterial aus landwirtschaftlichen Prozessen, unbedecktem Boden,
Schotterstraßen und Bergbauaktivitäten.
Die Partikel aus der feinen Fraktion (PM2,5) entstehen primär aus Gasen oder durch
Verbrennungsprozesse. Sie setzt sich typischerweise zusammen aus Nitraten, Sulfaten,
Ammonium, schwarzem (elementaren) Kohlenstoff, einer großer Anzahl organischer Verbindungen und Spurenelementen.
Experimentelle Studien weisen darauf hin, dass feinere Partikel zwar stärkere Effekte auslösen, die Zusammensetzung der Stäube aber eine größere Bedeutung für die Wirkung hat.
75
So scheinen Metalle, die generell vermehrt in der gröberen Feinstaubfraktion auftreten, eine
wichtige Rolle bei der Entzündungsreaktion in der Lunge, den kardiovaskulären Effekten und
auch bei allergischen Reaktionen zu spielen. Einige Studien haben weiterhin gezeigt, dass
die stärkere Wirkung der gröberen Fraktion auf Zytokine und Chemokine auf den höheren
Gehalt an Endotoxinen zurückzuführen ist. Sulfate wurden lange Zeit als schädliche Komponente des Feinstaubs eingestuft. Epidemiologische und toxikologische Evidenz weisen jedoch nicht darauf hin, dass Sulfate bei üblichen Außenluftkonzentrationen mit Gesundheitsrisiken verbunden sind (Reiss et al. 2007). Sulfate könnten vielmehr einen Marker für andere
Inhaltstoffe des Feinstaubs, insbesondere des Verkehrs- und Industrieverursachten Staubes,
darstellen. Feinstaub aus natürlicher, geologischer Quelle scheint mit der Entwicklung von
Asthma verbunden zu sein (Chimonas und Gessner 2007). Die Rolle der löslichen organischen Komponenten ist noch ungeklärt.
In verschiedenen Studien wurde versucht, mit Hilfe von Faktorenanalyse den Beitrag verschiedener Quellen zu der Gesamt-Feinstaub-Konzentration in der Außenluft zu bestimmen.
Diese Faktoren können dann in üblicher Weise in Regressionsmodellen nach ihrem Zusammenhang mit Gesundheitseffekten untersucht werden.
In 6 Gebieten der USA wurde für die Jahre 1979-88 die Zusammensetzung des Feinstaubs
in der Außenluft bestimmt und 3 Hauptquellen identifiziert: Boden- und Erdkrustenmaterial,
Fahrzeugmotorenabgase und Kohleverbrennung (Laden et al. 2000). Bei Analyse von Register-basierten Sterblichkeitsdaten zeigte sich, dass ein Anstieg in der Sterblichkeit besonders
mit Feinstaub aus Fahrzeugmotoren (3,4 % je 10 µg/m³) und auch mit Feinstaub aus Kohleverbrennung (1,1 % je 10 µg/m³), nicht jedoch mit Feinstaub aus Erdkrustenmaterial verbunden war. Die Partikel aus Fahrzeugabgasen waren insbesondere mit Sterbefällen an ischämischen Herzerkrankungen verbunden, während Partikel aus der Kohleverbrennung vornehmlich mit Sterblichkeit aufgrund von respiratorischen Symptomen assoziiert waren. Dies
könnte auf unterschiedliche Mechanismen der Wirkung hinweisen.
Von 1995 bis 1997 sind in Phönix, Arizona Daten zur Gesamt- und kardiovaskulären Sterblichkeit erhoben worden (Mar et al. 2000). Parallel wurde am Monitoring-Standort PM2.5 gemessen und folgende Komponenten identifiziert: Feinstaub aus Abgasen und Straßenabrieb,
Boden oder Vegetationsbrände. Die Konzentration an Feinstaub aus Autoabgasen und von
Bränden war mit der kardiovaskulären Sterblichkeit verbunden, nicht jedoch mit der Gesamtsterblichkeit. Feinstäube aus Bodenpartikeln zeigten keinen Zusammenhang mit der Sterblichkeit.
76
Tsai et al. (2000) analysierten Sterblichkeitsdaten aus 3 Städten in New Jersey aus den Jahren 1981-83. Als Quellen des Feinstaubs wurde Ölverbrennung, Industrielle Quellen 1 bis 3,
geologische, motorisierter Straßenverkehr und Sulfate identifiziert. Einen Zusammenhang
mit der Gesamtmortalität ließ sich für Feinstaub aus Ölverbrennung, Industriell 2 und Sulfate
beobachten. Bezüglich der Sterblichkeit aufgrund kardio-respirativer Erkrankungen zeigten
sich Zusammenhänge mit dem Feinstaub aus der Ölverbrennung, dem Straßenverkehr, Industriell 1 und 3 und Sulfaten.
In 14 US-Städten wurden Daten zu Krankenhauseinweisungen aufgrund der Chronisch
Obstruktiven Lungenerkrankung (COPD), kardiovaskulären Erkrankungen und Lungenentzündung erhoben (Janssen et al. 2002). Diese wurden mit dem Prozentsatz des PM10, der
aus bestimmten Quellen stammt, in Beziehung gesetzt: Straßenverkehr, Diesel, Kohleverbrennung, Ölverbrennung, Holzverbrennung, Metallverarbeitung, flüchtiger Staub. Diese
Prozentsätze wurden anhand von Statistiken der EPA berechnet. Ziel war herauszufinden,
ob die unterschiedliche örtliche Zusammensetzung des PM10 die Unterschiede in der Ursache-Wirkungsbeziehung (PM10 – Erkrankungsraten) zwischen den Städten erklären können.
Hierbei wurde beobachtet, dass der Zusammenhang zwischen PM10 und Krankenhauseinweisungen aufgrund kardiovaskulärer Erkrankungen bei einem hohen Anteil an Verkehrsund Verbrennungs-verursachtem Feinstaub besonders hoch lag. Dies zeigt, dass besonders
diese Quellen des Feinstaubs für die Ursache-Wirkungs-Beziehung verantwortlich sind.
In einer prospektiven Studie in Helsinki, Finnland, wurde das Auftreten von Bewegungsinduzierter Ischämie unter älteren Menschen mit koronarer Herzerkrankung in Abhängigkeit
von verschiedenen Feinstaubfraktionen bestimmt: Erdkrustenmaterial, LangstreckenTransport, Ölverbrennung, Salz, Verkehr (Lanki et al. 2006). Auch hier wurde beobachtet,
dass vor allem Feinstaub, der aus Verbrennungsprozessen stammt, insbesondere aus dem
Straßenverkehr, eine negative Wirkung auf das kardiovaskuläre System ausübt.
Eine neue Untersuchung weist auf einen Einfluss des Straßenverkehrs-bezogenen PM2.5 auf
das Geburtsgewicht hin (Slama et al. 2007). Bei 1016 Neugeborenen in München, die ein
mindest-Geburtsgewicht von 2500 g aufwiesen, wurde die Außenluft-PM2.5 Konzentration am
Wohnort der Mutter während der Schwangerschaft geschätzt; sie lag im Durchschnitt bei
14.4 µg / m³. Das Risiko eines Geburtsgewichtes von kleiner 3.000 g vergrößerte sich in dem
adjustierten Modell um 13 % je Anstieg der PM2,5-Konzentration um 1 µg/m³. Ein ähnlicher
Zusammenhang war zuvor bereits in anderen Studien gezeigt worden. Ebenso zeigte sich in
einer neuen Untersuchung, dass Straßenverkehrs-bedingtes PM2,5 das Risiko einer ärztlich
77
diagnostizierten Mittelohrentzündung bei Kleinkindern bis zum Alter von 2 Jahren erhöht
(Brauer et al. 2006).
Insgesamt kann auf Basis der bisherigen Studienergebnisse vermutet werden, dass insbesondere Feinstaub, der aus Verbrennungsprozessen stammt (inklusive Straßenverkehr) gesundheitsschädigende Wirkung hat. Endgültige Aussagen über die gesundheitsrelevanten
Komponenten des Feinstaubs sind jedoch noch nicht möglich. Die Ergebnisse weisen jedoch
darauf hin, dass unterschiedliche Komponenten mit unterschiedlichen Risiken einhergehen
und somit Feinstaub im Innenraum, der möglicherweise anders zusammengesetzt ist und
aus anderen Quellen stammt, eine andere Wirkung auf die menschliche Gesundheit haben
kann als Feinstaub in der Außenluft.
In einigen Studien wurde daraufhin die Innenraumbelastung mit Feinstaub gemessen und
diese in Beziehung zu Gesundheitseffekten gesetzt. In einer kleinen Untersuchung in Seattle, die 27 gesunde Erwachsene, 34 Erwachsene mit respiratorischer und 27 Personen mit
kardialer Vorerkrankung einschloss, lagen die Innenraumkonzentrationen (es handelte sich
durchgehend um Nichtraucher-Wohnungen, 7,4 - 9,5 µg PM2,5 /m³, 12,6 - 16,2 µg PM10 /m³)
unterhalb der Außenluftwerte. Es wurden nur wenige signifikante Effekte der Innenraum-,
Außenluft und personellen Exposition zu PM2,5 und PM10 auf den Blutdruck oder die Herzfrequenz beobachtet (Mar et al. 2005). Eine weitere kleine Untersuchung umfasste 19 Kinder
mit Asthma, bei denen jeweils im Frühjahr und Herbst über 2 Wochen die Feinstaubbelastung im Innenraum und in der Außenluft sowie über personenbezogene Messgeräte erfasst
wurde (Delfino et al. 2004). Hier lagen die Belastungen in der Innenraumluft bei 12,1 µg
PM2,5 /m³ bzw. 30,3 PM10 /m³. Personendosimetrische Messungen zeigten tagsüber höhere
Werte (durchschnittlich 55,7 µg PM10 /m³) als nachts (durchschnittlich 22,3 µg PM10 /m³). Es
zeigte sich ein Zusammenhang der Lungenfunktion mit der personenbezogenen Belastung
und auch, wenn auch schwächer, mit den Innenraum- und Außenluft-Werten.
In einer Studie wurde bei gesunden 1.237 Kindern im Sommer und Winter InnenraumKonzentrationen von PM2,5 gemessen (Neas 1994). Hier zeigte sich, dass das von Eltern berichtete Auftreten an Symptomen der unteren Atemwege mit steigender PM2,5Innenraumkonzentration anstieg, dieser Anstieg erreichte jedoch nicht statistische Signifikanz. Weiterhin gab es keinen Zusammenhang zwischen der PM2,5-Innenraumkonzentration
und der im Rahmen der Studie gemessenen Lungenfunktion der Kinder. In dieser Studie war
die PM2,5-Innenraumkonzentration deutlich beeinflusst durch das Rauchverhalten der Er-
78
wachsenen in der Wohnung: in Raucherwohnungen lagen sie bei durchschnittlich 48,5
µg/m³, in Nichtraucherwohnungen bei durchschnittlich 17,3 µg/m³.
In Italien wurden Querschnittserhebungen unter Personen aus der Po-Ebene und in Pisa
durchgeführt (Simoni et al. 2004). Hierbei wurde in 421 Häusern PM2,5 im Innenraum im
Sommer und Winter für jeweils eine Woche gemessen. Parallel wurden Haus-Charakteristika
mittels Interview und individuelle Angaben mittels Fragebogen erfasst. Die Lungenfunktion
wurde mittels peak expiratory flow viermal täglich gemessen. Der Zusammenhang zwischen
Innenraum-Exposition und Gesundheit wurde nur im Winter analysiert (n = 1.090, 49 %
Männer). Zu diesem Zeitpunkt nimmt man an, dass aufgrund des geringeren Luftaustausches die Innenraumluft primär durch Innenraum-Quellen beeinflusst wird. Dies mag insbesondere dann der Fall sein, wenn die Fenster sehr dicht sind, wie es in städtischen Gebieten
eher der Fall ist.
Die PM2,5-Konzentration war insbesondere durch das Rauchverhalten der Bewohner und
durch das Lüftungsverhalten beeinflusst, dazu kam in Pisa die Dichtigkeit der Fenster und
die Verwendung von Gasfeuerung. Obwohl die Außenkonzentrationen an PM2,5 in der städtischen Region höher lag, lagen die Innenwerte in der ländlichen Region höher (im Winter bei
durchschnittlich 76 µg/m³ auf dem Land und 67 µg/m³ in der Stadt).
Eine erhöhte PM2,5-Innenraumkonzentration war in dieser Studie mit einem erhöhten Risiko
für akute respiratorische Erkrankungen und bronchitischen oder asthmatischen Symptomen
verbunden.
Neben der Untersuchung der Wirkung von Feinstäuben gemessen im Innenraum und in der
Außenluft ist es weiterhin interessant, die Gesamtbelastung in Komponenten aufzuteilen, die
durch Außenluftquellen und solche, die durch Innenraumquellen hervorgerufen werden. Die
Bestimmung dieser Komponenten ermöglicht dann eine Abschätzung, inwieweit Außenluftquellen oder Innenraumquellen für Gesundheitseffekt verantwortlich sind.
In einer Untersuchung von Ebelt et al. (2005) wurde bei 16 Patienten mit COPD die Belastung mit PM2,5 und das Auftreten von respiratorischen und kardiovaskulären Symptomen erhoben. Auf Basis von Aktivitätsprotokollen und der Sulfatkonzentration wurde der Außenluftund Innenluft-Beitrag zur PM-Belastung bestimmt. Hierbei wurde wie folgt konzeptionell vorgegangen:
Die Gesamtexposition E eines Menschen ist abhängig von der Konzentration in der Außenluft (CO), der Zeit, die sich die Person im Freien aufhält (TO), der Konzentration in Innenräumen CI und der Aufenthaltszeit in Innenräumen TI.
79
E = C O ⋅ TO + C I ⋅ TI
Während davon ausgegangen wird, dass die Außenluftkonzentration ausschließlich durch
Quellen in der Außenluft bestimmt wird, ist die Innenraumkonzentration bestimmt durch
Feinstäube aus der Außenluft, die nach der Infiltrationsrate R in den Innenraum einströmen,
und der Feinstäube, die aus Innenraumquellen selbst stammen.
Der Beitrag der Gesamtexposition E, der auf Außenluftquellen zurückzuführen ist (EOS), beträgt somit
EOS = C O ⋅ TO + C O ⋅ R ⋅ TI ,
während der Beitrag durch Innenraumquellen (EIS), durch
E IS = (C I − C O ⋅ R ) ⋅ TI
berechnet werden kann.
Wenn die Gesundheitsschädigung durch Außenluftquellen beurteilt werden soll, eignet sich
die Außenluftkonzentration nur dann, wenn sie eng mit dem Außenluft-Beitrag EOS korreliert.
Um diese Annahme zu verifizieren, ist eine Identifikation der verschiedenen Komponenten
der Feinstaubbelastung notwendig. Hierfür werden Indikatorelemente eingesetzt, für die keine bzw. keine relevante Innenraumquelle bekannt ist, wie z.B. das Sulfat. Bisher liegen nur
wenige kleine epidemiologische Studien vor, in denen eine separate Bestimmung des Außenluft- und Innenraumbeitrags von Feinstaubs durchgeführt wurde und diese mit gesundheitlichen Parametern verglichen wurden.
In der Untersuchung von Ebelt et al. (2005) stellte sich heraus, dass die Gesamtexposition
gegenüber PM2,5 vor allem von der Exposition durch Innenraumquellen abhängig ist. Die Gesamtexposition wie die Exposition durch Innenraumquellen war nicht mit einem der untersuchten gesundheitlichen Parameter verbunden. Es wurden jedoch signifikante Zusammenhänge zwischen der Exposition durch den Außenluft-Beitrag des PM2,5 und gesundheitlichen
Effekten (Erhöhung des systolischen Blutdrucks, Verschlechterung der Lungenfunktion und
Arrhythmien) beobachtet. Die Zusammenhänge waren nicht so deutlich, wenn statt der Exposition durch den Außenluft-Beitrag die Außenluftkonzentration herangezogen wurde.
In einer Untersuchung aus den USA wurde mit speziellen Modellrechnungen aus Ergebnissen von Messungen der Außenluft, des Innenraums und personenbezogener Messungen
der Außenluft- und Innenraumbeitrag zur PM2,5 Exposition bestimmt (Koenig et al. 2005). Bei
19 Kindern mit Asthma wurde parallel zur Bestimmung der Feinstaubbelastung die Lungenfunktion bestimmt, Symptome und Medikamenteneinnahme erhoben und Stickoxid in der
80
Ausatemluft als Marker für Atemwegsinfektionen gemessen. Der Innenraumbeitrag der Exposition war nicht mit der Stickoxidkonzentration verbunden, eine Erhöhung des Außenluftbeitrags war jedoch zumindest unter den Kindern, die keine Medikamente nahmen, mit einer
Erhöhung der Stickoxidkonzentration verbunden. Im Gegensatz dazu war der Innenraumbeitrag, aber nicht der Außenluftbeitrag, mit Änderungen der Lungenfunktion verbunden.
Trotz der umfassenderen Expositionserfassung in diesen Studien kann diese noch nicht als
optimal angesehen werden, da die Innenraumkonzentration in der Regel nur in der Wohnung
erfasst wird. Konzentrationen in anderen Innenräumen, in denen sich die Kinder lange aufhalten, wie z.B. Schulen, können deutlich anders ausfallen.
Während diese beiden kleinen Untersuchungen noch keine Schlüsse auf die tatsächlichen
Gesundheitseffekte von Feinstäuben aus Außenluft- und Innenraumquellen zulassen, weisen
sie doch darauf hin, dass Feinstäube aus diesen Quellen unterschiedliche Effekte haben
können und somit eine separate Betrachtung von Feinstaubbelastung durch Außenluftquellen und durch Innenraumquellen sinnvoll ist.
81
11 Risikoabschätzung von Feinstäuben in der Innenraumluft
Der EU-Grenzwert für PM10 in der Außenluft basiert auf Risikoabschätzungen einer Exposition gegenüber einer, mehr oder weniger gut definierten, physikalischen und chemischen Zusammensetzung der Außenluft. Auch wenn Innenraumluft durch die Außenluft beeinflusst
wird, zeigen sich doch deutliche Unterschiede in der physikalischen, chemischen und biologischen Zusammensetzung und zum zeitlichen Verlauf der einzelnen Konzentrationen. Ferner sind für den Innenraum zahlreiche Expositionsspitzen typisch. Eine direkte Übertragung
des EU-Grenzwertes zur gesundheitlichen Bewertung der Feinstaubbelastung der Innenraumluft ist daher in keinem Fall möglich.
Soweit Dosis-Wirkungsbeziehungen vorliegen, beziehen sich diese auf Staubbelastungen
am Arbeitsplatz und insbesondere für bestimmte Staubqualitäten wie z. B. Gießereistäube.
Als Wirkungsgröße wurde dabei in der Regel die Abnahme des Atemstoßvolumens (FEV1 –
forciertes Expirationsvolumen in der ersten Sekunde) ermittelt, das einen relativ einfach
messbaren, gut reproduzierbaren und klinisch relevanten Parameter für den Wirkungsendpunkt chronisch obstruktive Lungenerkrankungen darstellt. Als weitere Beurteilungsgröße
wurde vielfach die Änderung der forcierten expiratorischen Vitalkapazität (FVC) bestimmt.
Einschränkend ist bei der Bewertung dieser Studien anzumerken, dass neben den Partikeln
auch bestimmte Eigenschaften des Staubes wie z. B. sein Quartzanteil die Wirkung beeinflusst haben. In der Gesamtschau der verfügbaren epidemiologischen Studien kam die Deutsche Forschungsgemeinschaft zu dem Schluss, dass eine Erhöhung der Grundprävalenz der
chronischen bronchialen Reaktion um 5 % ab 4 – 6 mg einatembaren Staubs pro Kubikmeter
zu erwarten ist. Für die alveolengängige Feinstaubfraktion (entspricht etwa PM4) wurde eine
5%ige Zunahme der Grundprävalenz der chronischen bronchialen Reaktion bei 1,6 - 1,7 mg
Feinstaub pro Kubikmeter abgeschätzt. Aus tierexperimentellen Clearance-Studien wurde
zusätzlich abgeleitet, dass beim Menschen eine deutliche Einschränkung der ClearanceFunktion bei 1,2 mg pro Kubikmeter für alveolengängige Stäube mit einer Staubdichte von 1
g/cm3 auftreten könnte. Als Maximale Arbeitsplatzkonzentration3 für eine Feinstaubfraktion
mit einer Staubdichte von 1 bis 2 g/cm3 wurde eine Konzentration von 1,5 mg pro Kubikmeter
vorgeschlagen (DFG 1997). Für eine arbeitsplatztypische Staubdichte um 2,5 g/cm3 hat der
3
Der MAK-Wert ist die höchstzulässige Konzentration eines Arbeitsstoffes als Gas, Dampf oder Aerosol in der Luft am Arbeitsplatz, die nach dem gegenwärtigen Stand der Kenntnis auch bei wiederholter und langfristiger, in der Regel täglich 8-stündiger
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Ausschuss für Gefahrstoffe einen gesundheitsbasierten Luftgrenzwert für alveolengängigen
Feinstaub von 3 mg/m3 abgeleitet (AGS 2001). Eine Staubdichte von 1 g/cm3 ist typisch für
Kunststoffstäube, Metallstäube weisen eine Staubdichte über 5 g/cm3 auf (DFG 1997).
Insgesamt sollte die Bewertung von Feinstaub auf eine wesentlich breitere Grundlage gestellt werden. Dabei muss auch die Tatsache berücksichtigt werden, dass sich die Menschen
hierzulande über 80 – 90 % ihrer Zeit in Innenräumen aufhalten. Auch aus anderen umfangreichen Untersuchungen zur Innenraumluftqualität ist bekannt, dass sich ihre Zusammensetzung und Qualität wesentlich von der der Außenluft unterscheiden kann. InnenraumFeinstäube haben andere Quellen als Feinstäube in der Außenluft und führen somit zu gänzlich anderen Belastungen. Ohne die Kenntnis der quantitativen und qualitativen Feinstaubbelastung im Innenraum sind mögliche Zusammenhänge zwischen der Feinstaubbelastung innen und außen nicht interpretierbar; die alleinige Betrachtung von Staubbelastungen der Außenluft ist hinsichtlich einer möglichen Gesundheitsschädigung nicht befriedigend.
Angesichts der nur begrenzt zur Verfügung stehenden Daten zur Exposition gegenüber
Feinstäuben in Innenräumen, insbesondere zur chemischen Zusammensetzung des Feinstaubs und zu Dosis-Wirkungsbeziehungen, lässt sich derzeit keine fundierte Risikobewertung von Feinstaub in der Innenraumluft vornehmen.
Exposition, jedoch bei Einhaltung einer durchschnittlichen Wochenarbeitszeit von 40 Stunden im Allgemeinen die Gesundheit
der Beschäftigten nicht beeinträchtigt und diese nicht unangemessen belästigt.
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12 Offene Fragen / Forschungsbedarf
Die Ergebnisse einer Vielzahl von Studien legen nahe, dass unterschiedliche Partikelfraktionen von Verkehrs- und anderen anthropogenen Emissionen, aber auch natürliche Feinstaubbelastungen an der Belastung der Luft beteiligt sind und zu einer Beeinträchtigung der
Gesundheit führen können. Technische Verbesserungen wie z.B. der Einbau von Filteranlagen oder die Nutzung feinstaubärmerer Technologien, besonders bei der Wärmegewinnung
(z.B. Hausbrand) und teilweise im Verkehrswesen, haben zu einer generellen Reduktion der
Emissionen geführt. Diese Verminderung bezieht sich jedoch in den letzten Jahren hauptsächlich auf den Massenanteil der Emissionen.
Folgende offene Fragen bzw. erforderlicher Forschungsbedarf lässt sich zusammenfassend
darstellen:
• Bei der Vielzahl der eingesetzten Messmethoden müssen in der Zukunft verstärkt qualitätssichernde Maßnahmen ergriffen werden. In diesem Zusammenhang ergibt sich z.B. ein
erheblicher Bedarf an Methodenvalidierungen. Einer Anregung der LAUG folgend hat sich
mittlerweile eine VDI/DIN-Arbeitsgruppe(AG 4/4/01) „Planung von Innenraumluftmessungen“ konstituiert, die sich am 12. Juli 2007 zum ersten Mal getroffen hat.
• Die üblichen Verfahren zur Bestimmung von Feinstäuben (PM10, PM2,5) ermitteln die Feinstaubkonzentration aufgrund der Abscheidungscharakteristik einer definierten Partikelfraktion in einem Sammelkopf. Die biologische, chemische und physikalische Zusammensetzung der Partikel, ihre Größe, Oberfläche, Form, Anzahl usw. werden dabei nicht berücksichtigt. Hier sind dringend Studien notwendig, die zu einem besseren Verständnis der Art
und Zusammensetzung der Innenraumluftstäube aus unterschiedlichen Einrichtungen im
Vergleich zur Außenluft liefern. Aus diesen Informationen sollte insbesondere versucht
werden gezielte Quellenzuordnungen zu treffen.
• Zusätzliche Belastungen durch chemische Schadstoffe wie z.B. Stickoxide, Schwefeldioxid,
Ozon, flüchtige organische Verbindungen und andere bedeutsame Einflussfaktoren, wie
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Klima oder Umgebungslärm, werden in der gesundheitlichen Bewertung in der Regel nicht
ausreichend berücksichtigt. Darüber hinaus sollte die gegenseitige Beeinflussung dieser
Faktoren in Innenräumen untersucht werden.
• Ein deutlicher Mangel besteht an epidemiologischen Kenntnissen zu solchen Gesundheitseffekten, die spezifisch durch die Innenraumluftbelastung mit Feinstäuben hervorgerufen
werden. Aufgrund des hohen Aufwandes von epidemiologischen Untersuchungen, erscheint es in einem ersten Schritt erforderlich, die Machbarkeit derartiger Studien kritisch
zu prüfen und nach sinnvoll einsetzbaren Effektmarkern zu suchen.
• Auch über die toxikologische Relevanz von Feinstäuben aus unterschiedlichen Innenräumen bzw. verschiedenen Innenraumquellen gibt es kaum Erkenntnisse. Diese grundlegenden Daten sind für eine fundierte Risikoabschätzung aber unverzichtbar. Vor diesem Hintergrund sind vergleichende toxikologische Untersuchungen zur biologischen Aktivität von
Innenraumluft- und Außenluftstäuben dringend erforderlich.
• Insgesamt sollte die Datenlage bezüglich der durch Innenräume bedingten gesundheitlichen Effekte besser untersucht werden. Hierzu ist es dringend erforderlich, bessere Parameter zu finden, die diese Effekte beschreiben können. Im Rahmen von Interventionsstudien sollten die Auswirkungen von Maßnahmen auf die gesundheitliche Situation der
Raumnutzer in jedem Fall eingehend dokumentiert werden.
• Es ist erforderlich, durch geeignete Studie zu prüfen, inwieweit auch die Feinstaubsituation
in Innenräumen (insbesondere in Schulen) durch technische Lüftungsmaßnahmen verbessert werden sollte. Dies könnte insgesamt zu einer verbesserten Raumluftqualität in diesen
Einrichtungen führen, wobei andere Fragen (z.B. Wartungsaufwand, Hygieneprobleme)
unbedingt bedacht werden sollten. Hiermit könnten zudem Aspekte der Energieeinsparung
und mittelbar des Klimaschutzes befördert werden.
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13 Vorläufige Empfehlungen
Aus den derzeit vorliegenden Ergebnissen werden einige vorläufige Empfehlungen deutlich:
1. Es wird angeregt, die Ad-hoc-Arbeitsgruppe der Innenraumlufthygiene-Kommission des
Umweltbundesamtes und der Landesgesundheitsbehörden um eine zeitnahe Bewertung
der Feinstaubbelastung im Innenraum auf der Basis dieses Sachstandsberichtes zu bitten.
Diese könnte mit dazu beitragen, dass Fehlinterpretationen und zu große Unterschiede in
der konkreten Bewertung der Feinstaubgehalte in Innenräumen vermieden werden. Ferner
wird angeregt, diese Bewertungsproblematik in die zuständigen europäischen bzw. internationalen Bewertungsgremien (insbesondere EU-SCHER und WHO) heranzutragen,
auch um den deutschen Standpunkt in den künftigen Diskussionen in diesen Gremien zu
betonen.
2. Studien zeigen einen Zusammenhang zwischen dem Feinstaubgehalt in Innenräumen und
der Lüftungssituation, näherungsweise angegeben z.B. durch den Kohlendioxidgehalt der
Innenraumluft, auf. Eine verbesserte Lüftung führt, neben einer Vielzahl anderer positiver
Auswirkungen auf die Luftqualität und das Befinden in Innenräumen, in der Regel auch zu
einer deutlichen Verbesserung der Belastung mit Feinstäuben. Vor diesem Hintergrund
sollten insbesondere in Gemeinschaftseinrichtungen verstärkt Maßnahmen ergriffen werden, die Lüftungsmaßnahmen zu verbessern.
3. Die höchsten Innenraumbelastungen mit Feinstäuben entstehen beim Rauchen. Um eine
Passivrauchbelastung im privaten Bereich zu vermeiden sollte in allen Räumen, in denen
sich Kinder und Jugendliche aufhalten, das Rauchen unterlassen werden. In diesem Zusammenhang sollten entsprechende Informationen deutlich auf die Risiken der Passivrauchbelastung hinweisen und nachhaltige Verhaltensänderungen gebahnt werden.
4. Die Empfehlung, nicht in Gegenwart von Kindern und Jugendlichen zu rauchen, gilt nicht
nur für den privaten Bereich, sondern natürlich auch für den öffentlichen Bereich. Darüber
hinaus ist zum Schutz der Kindergesundheit und zur Senkung der Feinstaubgehalte ein
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Rauchverbot in Kindertagesstätten, Schulen, Gaststätten, Diskotheken, Veranstaltungsräumen, Verkehrsmittelinnenräumen und anderen öffentlich zugänglichen Innenräumen
unverzichtbar. Die ausgesprochen hohen Feinstaubgehalte in Gaststätten und vergleichbaren Einrichtungen lassen aus gesundheitlicher Sicht ein umfassendes Rauchverbot zum
Nichtraucherschutz dringend notwendig erscheinen.
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14 Zusammenfassung
Veränderte Lebens- und Arbeitsgewohnheiten haben dazu geführt, dass wir uns in Industrieländern täglich zu über 90 Prozent in Innenräumen aufhalten. Dabei können diese Innenräume nicht nur von ihrer Struktur sehr verschieden sein, sondern in ihnen zeigt sich auch
ein sehr unterschiedliches Nutzungsmuster. Grundsätzlich müssen z.B. Wohn-, Schlaf-, Kinder-, Freizeit- und Kellerräume in Wohnungen und Häusern, Arbeitsräume und Arbeitsplätze
in Gebäuden, öffentliche Gebäude mit Publikumsverkehr wie Restaurants, Pubs und Bars,
aber auch Gemeinschaftseinrichtungen wie Schulen und Kindergärten sowie Räume in
Kraftfahrzeugen und anderen Verkehrsmitteln unterschieden werden. Vor diesem Hintergrund wird leicht verständlich, dass auch die Schadstoffbelastungen in Innenräumen und ihre
gesundheitlichen Auswirkungen sehr differenziert bewertet werden müssen.
Aufgrund ihrer Komplexität müssen, auch bezogen auf die partikuläre Belastungssituation, in
Innenräumen vielfältige Einflussfaktoren berücksichtigt werden. Die zeitlich und räumlich
sehr variablen Belastungsmuster sind dabei z.B. abhängig von der Art und Stärke der Quellen und den Senken im Raum, der Art und Intensität der Aktivitäten der Nutzer, den Lüftungsbedingungen, den physiko-chemischen Umwandlungsprozessen und der Hintergrundbelastung, die direkt oder indirekt von der Außenluftqualität und hier wesentlich von der meteorologischen Lage bestimmt wird. Darüber hinaus spielen die baulichen Bedingungen des
Gebäudes (z.B. Dichtigkeit der Hülle) und der Räume selbst eine wichtige Rolle.
Wohninnenräume
In der wissenschaftlichen Literatur ist eine Vielzahl von Messungen zur Partikelmassen in
der Innenraumluft beschrieben. Zu beachten ist dabei jedoch, dass die Ergebnisse in sehr
unterschiedlichen Probenahmeorten und mit verschiedenen Probenahme- und Messmethoden ermittelt wurden, die einen Vergleich nur eingeschränkt möglich machen.
In verschiedenen Studien konnte aber eindeutig gezeigt werden, dass das Rauchen der
wichtigste Einflussfaktor auf die PM-Gehalte in Innenräumen ist und in etwas geringerem
Maße auch häusliche Aktivitäten wie z.B. Staubsaugen und Kochen oder das Abbrennen von
Räucherstäbchen die Feinstaubkonzentrationen erhöhen können. In Nichtrauchinnenräumen
bewegten sich in Europa die PM2,5-Gehalte im Median in den neueren Studien zwischen ca.
88
10 und 35 µg/m³ (PM10: ca. 20 – 50 µg/m³). Im Vergleich mit den korrespondierenden Außenluftgehalten ergibt sich insgesamt ein vergleichbares oder gelegentlich tendenziell erhöhtes
Konzentrationsniveau. Demgegenüber zeigen Innenräume in denen geraucht wird mit medianen Gehalten von 20 bis 87 µg/m³ (PM2,5) deutlich höhere Gehalte. Auch diverse Studien
aus den USA bzw. Asien und Australien kommen zu vergleichbaren Ergebnissen.
Messungen der Partikelanzahlkonzentrationen (PNC) in Wohnräumen liegen derzeit nur begrenzt vor. Im Wesentlichen werden, bei der Abwesenheit spezifischer Innenraumquellen,
Konzentrationen wie in der Außenluft beobachtet. Bei Verbrennungsprozessen in Innenräumen, wie z.B. dem Rauchen, Kochen, Backen, Frittieren und dem Abbrennen von Kerzen
und Öllampen muss hingegen mit kurzfristigen Spitzenkonzentrationen gerechnet werden.
Gemeinschaftsräume in Schulen und vergleichbaren Einrichtungen
Im Rahmen der kontinuierlich gemessenen Partikelmassenkonzentrationen in Schulen und
vergleichbaren Einrichtungen fällt auf, dass die Gehalte erheblichen Schwankungen unterliegen. Erste Untersuchungen weisen darauf hin, dass unterschiedliche Quellen und Einflüsse
von Bedeutung sind. Einflussfaktoren sind z.B. das Lüftungs- und Reinigungsverhalten. Wesentlich für die Partikelbelastung in den Klassenräumen scheinen zudem Aufwirbelungsphänomene durch die Aktivitäten der Raumnutzer selbst zu sein.
Auffällig ist der ausgeprägte Unterschied der Feinstaubbelastung zwischen dem Winter- und
dem Sommerhalbjahr, mit deutlich niedrigeren Gehalten im Sommer. Hierfür scheint wesentlich das andere Lüftungsverhalten verantwortlich zu sein. Unterstützt wird diese Annahme
indirekt durch den gefundenen Zusammenhang zwischen der PM10-Konzentration und der
Kohlendioxid-Konzentration in Klassenräumen.
Überraschenderweise stellt in Schulen auch die Jahrgangsstufe einen bedeutsamen Einflussfaktor auf die Feinstaubbelastung dar. Die höchsten Feinstaubbelastungen fanden sich
in den Grundschulklassen, während in weiterführenden Schulen deutlich niedrigere Gehalte
in den Klassenräumen vorlagen. Die Klassen unterschieden sich dabei nicht hinsichtlich
Klassengröße oder Raumvolumen. Für diesen Effekt könnte einerseits die Tatsache sein,
dass Grundschulklassen zunehmend „wohnlicher“, z.B. mit sog. Kuschelecken, eingerichtet
werden. Zudem sind Oberflächen vielfach mit Unterrichtsmaterialien voll gestellt. Es ist zu
vermuten, dass Grundschulklassen deshalb weniger gut einer gründlichen Reinigung und
damit Staubentfernung zugänglich sind als die Klassen der höheren Jahrgangsstufen. Darüber hinaus ist die physische Aktivität der Kinder in den Grundschulklassenräumen höher
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(z.B. Spiele während des Unterrichts) was zur verstärkten Mobilisierung von Bodenpartikeln
führt.
Bodenbeläge in Schulen werden auch aus hygienischen Gründen nach wie vor kontrovers
diskutiert. In den bisher vorliegenden Studien ergeben sich widersprüchliche Ergebnisse, ob
eine Abhängigkeit der Feinstaugehalte in der Luft vom Bodenbelag besteht.
Büroräume
Die partikuläre Belastungssituation in Büroräumen ist bisher nur begrenzt untersucht worden.
Zudem muss berücksichtigt werden, dass oft keine genauen Daten zum Rauchverhalten gegeben werden und insbesondere in den amerikanischen Untersuchungen überwiegend
Räume mit technischen Lüftungsanlagen untersucht wurden. Hinsichtlich der Partikelmasse
lässt sich vorläufig folgern, dass die Feinstaubgehalte in einer vergleichbaren Größenordnung liegen wie sie auch in Wohnräumen gefunden werden können. Aufgrund der eingeschränkten Datenlage ist eine vergleichende Betrachtung bezüglich der Partikelanzahl nicht
möglich.
Einen Sonderfall stellt der Betrieb von Kopiergeräten und Laserdrucker in Büroarbeitsräumen
dar, von dem bekannt ist, dass auch Partikelemissionen auftreten können. Umfangreichere
Untersuchungen werden hierzu derzeit durchgeführt. Ergebnisse zur PNC liegen nur sehr
begrenzt vor. Im Ergebnis belegen sie, dass es während des Druckbetriebs zu einer Erhöhung der Partikelanzahl (ca. um das Doppelte) kommt, die sich aber insgesamt in einem Bereich bewegt, der auch in der Außenluft beobachtet werden kann.
Gaststätten und vergleichbare Einrichtungen
In der Innenraumluft von Restaurants, Bars, Pubs, Diskotheken und vergleichbaren öffentlichen Einrichtungen, in denen geraucht wird, lassen sich die höchsten Partikelmassengehalte
und Partikelanzahlkonzentrationen von allen Innenräumen nachweisen. Mittlere Gehalte von
einigen hundert µg/m³ sind in vielen Studien weltweit beschrieben. Darüber hinaus liegen
mittlerweile eine ganze Anzahl an Studien vor, die nach der Einführung eines Rauchverbotes
in diesen Einrichtungen einen drastischen Abfall der Feinstaubgehalte belegen.
Messungen der PNC liegen für diese Innenräume bisher kaum vor. Aus den veröffentlichten
zwei Studie lässt sich vorsichtig folgern, dass die PNCs in Einrichtungen in denen geraucht
wird im Median um ca. den Faktor 10 bis 30 höher liegt als in Nichtraucher-Einrichtungen.
90
Aus gesundheitlicher Sicht sind die vorgenannten Konzentrationsniveaus unakzeptabel. Vor
dem Hintergrund der Belastungssituation mit Feinstäuben, dem Auftreten von anderen, z.T.
kanzerogenen Substanzen, und den bekannten gesundheitlichen Auswirkungen einer Passivrauchbelastung, sind hier kurzfristig gezielte und konsequente Maßnahmen zum Nichtraucherschutz dringend notwendig.
Verkehrsmittelinnenräume
Insgesamt wird die Exposition in Innenräumen von Verkehrsmitteln durch vielfältige Faktoren, z.B. Lüftung, Fahrweise, Verkehrsdichte, Bebauung und Meteorologie, beeinflusst. Insgesamt scheinen Pkw-Insassen dabei einer höheren Belastung ausgesetzt zu sein als andere Verkehrsteilnehmer. Zu beachten sind ferner Klimaanlagen und Filtersysteme, die in Abhängigkeit von der Güte und dem Abscheidungsgrad maßgeblichen Einfluss auf die Gehalte
in diesen sehr spezifischen Innenräumen haben können.
Insgesamt wurden in den Untersuchungen mittlere PM2,5-Gehalte im Bereich von 20 bis 200
µg/m³ beobachtet. Auch wenn bisher erst wenige Studien vorliegen, zeigen diese ein hohes
Belastungsniveau bezüglich PNC in Autos und Bussen. Dies trifft insbesondere auf Fahrzeuge zu, die sich in städtischen, verkehrsreichen Gebieten bewegen.
Untersuchungen im Passagierbereich von U-Bahnzügen kommen zu dem Ergebnis, das die
Konzentrationen in diesen Transportmitteln die Gehalte in oberirdischen Verkehrsmitteln
deutlich übersteigen können. Über die Quellen dieser Partikel ist kaum etwas bekannt. Möglicherweise sind die oft schlechten Lüftungsbedingungen, der Abrieb beim Fahren auf den
Gleisen und Aufwirbelungen von sedimentiertem Staub von Bedeutung. Die wenigen Messungen zur Partikelanzahl zeigen keine außergewöhnliche Belastungssituation und deuten
darauf hin, dass wahrscheinlich eher gröbere Partikel in diesem Innenraum vorliegen.
Schlussfolgerungen
Der EU-Grenzwert für PM10 in der Außenluft basiert auf Risikoabschätzungen einer Exposition gegenüber einer, mehr oder weniger gut definierten, physikalischen und chemischen Zusammensetzung der Außenluft. Auch wenn die Innenraumluft durch die Außenluft beeinflusst
wird, zeigen sich doch deutliche Unterschiede in der physikalischen, chemischen und biologischen Zusammensetzung sowie im zeitlichen Verlauf der einzelnen Konzentrationen. Ferner sind für den Innenraum Expositionsspitzen typisch.
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Ohne eine genauere Kenntnis der quantitativen und qualitativen Feinstaubbelastung in Innenräumen sind mögliche Zusammenhänge zwischen der Feinstaubbelastung im Innenraum
und in der Außenluft nicht interpretierbar. Die alleinige Betrachtung der Exposition gegenüber Feinstaub in der Außenluft ist hinsichtlich möglicher Gesundheitseffekte nicht befriedigend. Sowohl aus ersten toxikologischen als auch epidemiologischen Untersuchungen lässt
sich folgern, dass Feinstäube aus Außenluftquellen sowohl quantitativ als auch qualitativ andere gesundheitliche Wirkungen aufweisen als solche die im Innenraum generiert werden.
Allerdings muss betont werden, dass die wissenschaftlichen Kenntnisse in diesem Bereich
noch große Lücken aufweisen und Forschungsaktivitäten notwendig sind. Eine fundierte und
abschließende Risikobewertung von Feinstäuben in der Innenraumluft ist vor diesem Hintergrund derzeit nicht möglich. Auch eine direkte Übertragung des PM10-Grenzwertes der EU
für die Außenluft auf Innenräume ist daher in keinem Fall möglich.
92
15 Short summary
Changing ways of living and working have resulted in us spending more than 90 percent indoors in industrialised countries. Those interior spaces can not only be very different in their
structure, but they also show a very different use pattern. Principally, one has to distinguish
between, living, children’s, leisure and cellar rooms in flats and houses, offices and workplaces in buildings, public buildings open to the public, such as restaurants, pubs and bars,
but also shared facilities, such as schools, kindergartens, as well as spaces in automobiles
and other transports. In light of this, it is easily understandable that the pollution level in interior spaced and its effects on health have to be evaluated with a differentiated approach.
On the basis of its complexity, also with regards to particulate matter, manifold influence factors have to be taken into consideration. The varying pollution patterns with regards to time
and location are, for example, dependent on the type and intensity of the sources and sinks
in the room and the type and intensity of the activities of the user, the ventilation conditions,
the physiochemical transformation processes and the background pollution, which is directly
or indirectly determined by the quality of the outside air and substantially by the meteorological location. Furthermore, the structural specifications of the building, (e.g. thickness of the
shell) and the rooms itself play an important role.
Residential interior spaces
In scientific literature numerous measurements of particle mass in indoor air are described.
However, one has to keep in mind that the results have been determined in very different
sample locations using different sampling and measuring methods, which only allows for limited comparison.
However, it was possible to clearly show that smoking was the most important influence factor on the PM levels in interior spaces and also to a small degree, domestic activities, such
as hovering, cooking and the burning of incense sticks, which can increase the concentration
of particulate matter. In non-smoking interior spaces, the median PM2,5-Concentration in
Europe lies, according to later studies, between approx. 10 and 35 µg/m³. In comparison with
corresponding outdoor levels, there is a similar or higher concentration level. In contrast to
this, interior spaces, in which smoking occurs, show significantly higher concentration levels
93
with a median concentration of 20 to 87 µg/m³ (PM2,5). Other studies from the US, Asia and
Australia have revealed similar results.
Measurements of the particle number concentration (PNC) in residential accommodation are
very limited. Basically, concentration levels similar to those in the outdoor air are observed
with the absence of indoor sources. During the combustion process in interior spaces, such
as smoking, cooking, baking, frying and the burning of candles and oil lamps, temporary
peak concentration levels might occur.
Common rooms in schools and similar facilities
Within the scope of continuously measured particle mass concentration levels in schools and
similar facilities, it can be noticed that the concentration levels are subject to considerable
fluctuations. Early studies indicate that different sources and influences play a significant
role. Influence factors are for example the ventilation and cleaning behaviour. The particle
mass in the classrooms is substantially caused by the whirling up through physical activities
by the room users.
Conspicuous is the pronounced difference of the particulate matter concentration between
the winter and summer term, with obvious lower concentration levels in summer. The main
reason seems to be a substantially different ventilation behaviour. Indirectly supporting this
assumption is the correlation between the PM10 concentration and the carbon dioxide concentration in classrooms.
Surprisingly, the classes in schools also represent a significant influence factor to the particulate matter pollution. The highest levels of particulate matter was found in primary schools
classes, whereas significantly lower values were found in classrooms of secondary schools.
The classes were not different with regards to the size of the classroom or the volume. This
effect might be caused by the fact that primary school classes are increasingly furnished more “cosily”, e.g. with so-called comfort zones. Furthermore, surfaces are often crowded with
lecture materials. It can be assumed, that because of this, primary school classes do not have such a good access to cleaning and dust removal compared to classes of higher grades.
On top of that, the physical activities of children in primary school classrooms are higher (e.g.
playing during classes), which lead to an increased mobilisation of floor particles.
Flooring in schools is still controversially discussed due to hygienic reasons. The previously
existing studies show conflicting results regarding whether there is a connection between the
concentration of particulate matter in air and the type of flooring.
94
Office spaces
The particle pollution situation in offices has only been investigated to a certain extent. Furthermore, it has to be taken into consideration, that usually inaccurate data regarding smoking behaviour is provided and mainly rooms with technical ventilation systems are investigated in e.g. American studies. Regarding the particle mass, it can be provisionally concluded that the particulate matter levels are at a scale comparable to what we can find in
residential accommodations. Due to the limited data available, a comparative viewing on the
particle number concentration is not possible.
The operation of photocopiers and laser printers in offices represent a special case, as it is
known that particle emissions can occur. Initial comprehensive studies will be conducted at
present. Findings regarding PNCs are very limited. In conclusion, they verify that during the
printing operation, there is an increase in particle numbers (approx. double the amount),
which is within a range comparable to the one being observed in the ambient air.
Restaurants and similar facilities
The highest level of particle mass and particle numbers of all interior spaces can be found in
the indoor air of restaurants, bar, pubs, discotheques and similar public facilities, in which
smoking occurs. Average levels of a few hundred µg/m³ are mentioned in many studies
worldwide. Furthermore, there are now a number of studies which supply evidence for a
drastic decrease in particulate matter levels since the introduction of smoking bans in those
facilities.
Measurements of PNC for those interior spaces hardly exist. The two published studies lead
to the cautious conclusion that PNCs in facilities where smoking occurs are higher by a median factor of 10 to 30 times than in non-smoking facilities.
From a perspective of health, the previously mentioned concentration levels are not acceptable. In light of the pollution situation regarding particulate matter, the occurrence of other,
partly cancerogenic, substances and the well known health effects of passive smoking, shortterm measures for non-smoker protection, which are well-directed and systematic, are
strongly necessary.
95
Interior of transportation means
Overall, the exposure in the interior of transportation means is influenced by many factors,
such as ventilation, way of driving, traffic density, building density and meteorology. Overall it
seems that automobile passengers are exposed to greater pollution than other road users.
Attention has to be paid to air conditioners and filtering systems which, depending on the
quality and precipitator efficiency, can have a substantial impact on the concentration levels
in these very specific interior spaces.
Altogether, PM2,5 levels in the range of 20 to 200 µg/m³ have been observed in several studies. Even though there are only few studies available, they do show a high pollution level regarding PNC in cars and buses. This applies especially to cars which are in urban, busy areas.
Investigations in the passenger compartments of underground trains showed that the concentration levels in those transportation means can significantly exceed those of aboveground transportations. Information about the sources on these particles is hardly available.
Probably the often bad ventilation conditions, the abrasion while running on the tracks and
the whirling up of settled dust are of importance. The few measurements on particle number
concentrations do not show particular exposure situations and indicate that this interior space
is dominated by larger particles.
Conclusion
The EU threshold level for PM10 in the ambient air is based on risk estimations of exposure
regarding a more or less well defined physical and chemical composition of the ambient air.
Even though the indoor air is influenced by the outdoor environment, there are still significant
differences in the physical, chemical and biological composition such as the course of the individual concentrations over time. Furthermore, exposure peaks are typical for interior
spaces.
Without more specific knowledge on the quantitative and qualitative particulate matter pollution in interior spaces, possible correlation between the particulate matter strain indoors and
outdoors are not interpretable. The sole consideration of the exposure in view of particulate
matter in the ambient air is not satisfying with regards to health issues. Both from toxicological and epidemiological research, it can be concluded that particulate matter from ambient air
sources have different effects on health both in quantity and quality compared to those which
96
were generated indoors. However, it must be emphasised, that scientific knowledge in this
area still shows great gaps and research activities are necessary. An established and concluding risk evaluation on particulate matter in indoor air is therefore currently not possible.
Even a direct application of the PM10 threshold levels of the EU for ambient air on indoor air
is therefore impossible.
97
16 Literaturverzeichnis (Bericht und Anhang)
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113
Notizen
114
Anlagenverzeichnis
A
Untersuchung des LGA Baden-Württemberg ............................................................... A-3
A.1
Auswahl und Charakterisierung der Messorte ....................................................... A-3
A.2
Messmethoden ...................................................................................................... A-3
A.2.1
Bestimmung von PM2,5 mit Pikofiltergeräten................................................... A-3
A.2.2
Bestimmung der Partikelanzahlkonzentration ................................................ A-4
A.2.3
Bestimmung des Rußanteils in PM2,5 bei Sammlung auf Pikofiltergeräten .... A-5
A.2.4
Probenahme und Analytik zur Bestimmung des sedimentierten Grobstaubs. A-5
A.3
Ergebnisse zu Messungen in Wohnungen und Schulen ....................................... A-7
A.3.1
Ergebnisse zur Partikelmasse ........................................................................ A-7
A.3.2
Ergebnisse zu Rußmessungen im PM2,5 ...................................................... A-11
A.3.3
Ergebnisse zum sedimentierten Grobstaub (Gesamtpartikel) ...................... A-12
A.3.4
Ergebnisse zum „schwarzen“ Grobstaub...................................................... A-16
A.3.5
Ergebnisse zur Partikelanzahlkonzentration................................................. A-17
A.4
Langzeituntersuchungen zu Auswirkungen von Reinigungsmaßnahmen ........... A-23
A.4.1
Auswahl und Charakterisierung der Messorte.............................................. A-23
A.4.2
Messmethoden ............................................................................................. A-25
A.4.3
Ergebnisse zu Messungen in 38 Schulen 2005/06....................................... A-26
A.4.4
Ergebnisse zu Messungen in einer Schule von November 2006
bis Juli 2007.................................................................................................. A-41
B Untersuchung des LGL in Bayern ................................................................................. B-1
B.1
Auswahl und Charakterisierung der Messorte ....................................................... B-1
B.2
Messmethoden ...................................................................................................... B-2
B.2.1
Bestimmung von PM-Fraktionen mittels Aerosolspektrometer ....................... B-2
B.2.2
Gravimetrische Bestimmung von PM2.5 mittels Filtersammlung ..................... B-2
B.2.3
Messmethode der Partikelanzahlkonzentration.............................................. B-3
B.3
Ergebnisse von Messungen in Schulen................................................................. B-4
B.3.1
Ergebnisse zur Partikelmasse in der Wintermessperiode .............................. B-4
B.3.2
Ergebnisse zur Partikelmasse in der Sommermessperiode ........................... B-8
B.3.3
Zusammenfassende Ergebnisse über beide Messperioden......................... B-11
B.3.4
Ergebnisse zur Partikelanzahlkonzentration................................................. B-13
C Untersuchungen des ILAT Berlin .................................................................................. C-1
C.1 Auswahl und Charakterisierung der Messorte ....................................................... C-1
C.2 Messmethoden ...................................................................................................... C-2
C.2.1
Gravimetrische Bestimmung von alveolengängigem Staub (PM4 ) durch
Filtersammlung ............................................................................................... C-2
C.2.2
Bestimmung des elementaren und organischen Kohlenstoffs im PM4 ........... C-2
C.3 Ergebnisse der Messungen in Schulen und Kindertagesstätten ........................... C-4
C.3.1
Ergebnisse zur Partikelmasse ........................................................................ C-4
C.4 Ergebnisse von Messungen in Wohnungen .......................................................... C-6
C.4.1
Ergebnisse zur Partikelmasse ........................................................................ C-6
C.4.2
Ergebnisse der EC/OC Messungen................................................................ C-9
D Interventionsstudien Feinstaub und Lüftung/Reinigung ................................................ D-1
D.1 Untersuchung des ILAT in Berlin ........................................................................... D-1
D.1.1
Untersuchungsbedingungen........................................................................... D-1
D.1.2
Messmethodik................................................................................................. D-3
D.1.3
Ergebnisse zum alveolengängigen Feinstaub (~PM4) .................................... D-4
D.1.4
Ergebnisse zum PM10 ..................................................................................... D-8
D.1.5
Ergebnisse zur Partikelanzahlkonzentration / Partikelverteilung .................. D-11
D.2 Untersuchung der Stadt Frankfurt........................................................................ D-15
D.2.1
Untersuchungsbedingungen......................................................................... D-15
A-1
D.2.2
Messmethodik............................................................................................... D-15
D.2.3
Ergebnisse der gravimetrischen Messungen................................................ D-16
D.2.4
Kontinuierliche Messungen der PM10-Gehalte.............................................. D-17
D.2.5
Feinstaub-Untersuchungen in zwei weiteren Klassenräumen 2007............. D-20
D.3 Untersuchung des LGL Bayern............................................................................ D-22
D.3.1
Untersuchungsbedingungen......................................................................... D-22
D.3.2
Messmethodik............................................................................................... D-25
D.3.3
Ergebnisse der gravimetrischen Messungen................................................ D-26
D.3.4
Ergebnisse der kontinuierlichen Messungen ................................................ D-29
D.3.5
Lüftungs- und Reinigungseffekte .................................................................. D-30
D.4 Länderuntersuchungsprogramm in öffentlichen Einrichtungen (LUPE I)............. D-33
A-2 Bayerisches Landesamt für Gesundheit und Lebensmittelsicherheit
A Untersuchung des LGA Baden-Württemberg
(modifiziert nach Link et al. 2004)
A.1 Auswahl und Charakterisierung der Messorte
Zur Untersuchung der Belastung von Schulen mit PM2,5 wurden in Mannheim, Stuttgart, Kehl
mit Umgebung und im Kreis Ravensburg in Aulendorf, Bad Waldsee, Reute und Bergatreute
in 54 Klassenräumen an 29 Schulen insgesamt 113 Messungen in Verbindung mit den Untersuchungen an den Wohnungen durchgeführt. Die Messungen fanden an unterschiedlichen Wochen im Zeitraum zwischen November 2001 und April 2002 statt. Die Messdauer
betrug in der Regel 7 Tage; eine Differenzierung zwischen den Unterrichtszeiten und den unterrichtsfreien Zeiten fand dabei nicht statt.
Die Untersuchung von Wohninnenräumen sollte in jeweils etwa 40 Haushalten der vier Untersuchungsgebiete (Mannheim, Stuttgart, Kehl, Aulendorf/Bad Waldsee) durchgeführt werden. Um Wohnungen mit möglichst unterschiedlichen Verkehrsbelastungen in die Untersuchung einzubeziehen, wurden in jedem Gebiet anhand von Verkehrsfragebögen der zur
Teilnahme bereiten Familien die Wohnungen mit den höchsten und mit den niedrigsten Verkehrsbelastungen ausgewählt. Insgesamt konnten im Zeitraum vom 15.11.01 bis 07.05.02 in
den Wohnungen von 126 Kindern Messungen durchgeführt werden. Mit Kleinfiltergeräten
wurde in den Wohnungen jeweils eine Woche lang PM2,5 gesammelt. Parallel dazu wurde an
68 Stellen PM2,5 in der Außenluft vor der Wohnung erfasst.
A.2 Messmethoden
A.2.1 Bestimmung von PM2,5 mit Pikofiltergeräten
Zur Erfassung der Exposition gegenüber PM2,5 in der Außen- und Innenraumluft von Wohnungen und Schulen wurden Pikofiltergeräte verwendet. Die Messungen erfolgten gemäß
VDI 2463 Blatt 1:1999 -11; „Messen von Partikeln – Gravimetrische Bestimmung der Massenkonzentration von Partikeln in der Außenluft – Grundlagen“, VDI 2463 Blatt 7:1982 - 08;
„Messen von Partikeln – Messen der Massenkonzentration (Immission); Filtrationsverfahren;
Kleinfiltergerät GS 050“ und VDI 2463 Blatt 8:1982 - 08; „Messen von Partikeln – Messen der
Massenkonzentration (Immission); Basisverfahren für den Vergleich von nichtfraktionierenden Verfahren“.
A-3
Der Messbereich des Verfahrens erstreckt sich von 5 – 200 µg/m3. Voraussetzung für eine
ausreichende Nachweisgrenze des Verfahrens ist eine entsprechend lange Messzeit. Das
Pikofiltergerät arbeitet mit einem Volumenstrom von 3 m3/h. Bei einer angenommenen Filterbelegung von 100 µg ist mit einem Fehler von 5 µg (5%) zu rechnen.
Bei der Durchführung der Messungen wurde in der Regel die Probenahme über 7 Tage
durchgeführt, für die Äquilibration und Auswaage des Filters vor und nach der Probenahme
wurden 3 Tage angesetzt. Der Mindestdurchsatz betrug 72 m³ Luft.
Vor Untersuchungsbeginn erfolgte eine Funktionsüberprüfung des Probenahmegerätes (Pikofiltergerät MVS/PNS 6.1-15 mit Probenahmekopf PM2,5 der Firma Derenda). Unter Vermeidung der Kontamination des Filters wurde der PM2,5-Probenahmekopf des Probenahmegerätes mit dem Filterhalter und dem vorgewogenen Filter bestückt. Das Probenahmegerät
wurde gemäß der Bedienungsanleitung des Herstellers gestartet. Nach der Messung wurde
der Filterhalter mit dem Filter unter Vermeidung von Kontaminationen aus dem PM2,5Probenahmekopf des Probenahmegerätes entfernt. Der Filter wurde nochmals auf Unversehrtheit geprüft. Ebenfalls wurde überprüft, ob der Filter dicht eingebaut war. Der äußere
Rand des Filters (1-2 mm), wo die Abdichtung erfolgte, musste rein weiß geblieben sein. Der
Filterhalter wurde mit dem Filter in einer beschrifteten Dose mit 6 cm Durchmesser verpackt.
Die Auswaage der Filter vor und nach der Beaufschlagung erfolgte in Form einer 10-fach
Wägung bei einer Temperatur von 24 bis 25 °C und einer Luftfeuchte von 40 bis 45%. Bei
einer Auswaage von 100 µg Feinstaub ist mit einem Fehler von ca. 5% zu rechnen.
Nach Auswaage des Filters vor und nach der Beaufschlagung wurde die Differenz der beiden Gewichte und somit die Menge in µg des beaufschlagten Staubes bestimmt. Diese
Menge wurde durch das Probevolumen (m3) dividiert. Auf diese Weise wird die PM2,5Belastung der untersuchten Luft in µg pro m3 bestimmt.
A.2.2 Bestimmung der Partikelanzahlkonzentration
Bei einem Teilkollektiv (Wohnungen von Kindern in Mannheim und Aulendorf/Bad Waldsee)
wurde die Gesamtpartikelzahl (Partikelanzahlkonzentration) in der Außen- und Innenraumluft
über einen Zeitraum von ca. 10 Stunden mit Hilfe von Kondensationspartikelzählern (CPC)
gemessen.
Da es sich bei der Partikelmessung mit dem Kondensationspartikelzähler um eine Direktzeitmessung handelt (pro Minute wird ein Messwert gespeichert), ist die aktuell gemessene
Partikelkonzentration sehr stark von der aktuellen Quellenaktivität abhängig und damit sehr
starken Schwankungen unterworfen.
Der Messbereich des Verfahrens reicht von 103 – 105 Partikel/cm3; der unterste relevante
Messwert liegt bei 103 Partikel/cm3. Abgeschieden und angezeigt werden Partikel mit einem
Durchmesser von > 0,01 bis 1 µm.
Zur Durchführung der Messung wird die mit Isopropanol (Isopropanol Uvasol 100993 VWR)
gesättigte Lösungsmittelkartusche in den Kondensations-Partikelzähler (CPC) 3007 der Firma TSI eingeschraubt. Das Gerät wird entsprechend den Angaben des Herstellers eingeschaltet und 10 min konditioniert. Nach Überprüfung der Funktionsfähigkeit des Gerätes wird
der Status Datenaufnahme (Log Mode) aktiviert. Auf dem Display kann die aktuelle Partikelkonzentration abgelesen werden; die anfallenden Daten werden gespeichert. Nach Beendigung der Messung (höchstens 8 h) wird der Status Datenaufnahme deaktiviert und das Gerät ausgeschaltet. Anschließend werden die Daten auf einen PC übernommen und in Excel
konvertiert.
Die häuslichen Aktivitäten während der Bestimmung der Partikelanzahl wurden in einem Protokoll vermerkt.
A.2.3 Bestimmung des Rußanteils in PM2,5 bei Sammlung auf Pikofiltergeräten
Als wichtige Voraussetzung für die optische Rußbestimmung an Glasfaserfiltern nach der
Immersionsmethode (Fricker und Schultz 2002) muss das Fasermaterial optisch unterdrückt
werden. Dazu müssen die Brechungsindices von Fasermaterial und Immersionsöl nahezu
identisch sein. Für die optische Rußbestimmung wurde das Spektrometer Modell Specord 50
der Firma Analytik Jena gewählt. Das Messergebnis wird als Extinktion angegeben. Diese
Größe wird in Lichtabschwächung (Attenuation) umgerechnet. Die Objektträger mit eingebetteten Filterstücken wurden in den Feststoffhalter des Spektrometers eingesetzt und an
jeweils fünf Stellen vermessen. Die jeweils vermessene Filterfläche hatte eine Höhe von
8 mm und eine Breite von ca. 0,5 mm. Die Messungen wurden innerhalb eines Bereichs von
ca. 8 mm x 8 mm durchgeführt. Die Messergebnisse zeigen einen starken linearen Zusammenhang mit EC-Vergleichsmessungen (Ballach, Hitzenberger et al. 2001).
A.2.4 Probenahme und Analytik zur Bestimmung des sedimentierten Grobstaubs
Die Partikelprobenahme erfolgte auf transparenten, mit einem witterungsbeständigen Kleber
beschichteten Haftfolien. Die Haftfolien wurden zur Probenahme an der Außenluft horizontal
in dem Probenahmegerät Sigma-2 exponiert. Bei den Innenraummessungen wurde auf eine
A-5
entsprechende Schutzvorrichtung verzichtet. Die für Innenraumuntersuchungen entwickelte
Probenahmeeinrichtung, als Gondel bezeichnet, besteht aus einer flachen Kunststoffschale,
die mit drei Nylonfäden an der Zimmerdecke angebracht werden konnte. Die Probenahmedauer betrug in der Regel 7 Tage. Eine detaillierte Geräte- und Verfahrensbeschreibung wird
in der VDI-Richtlinie 2119, Blatt 4, gegeben (VDI 1991).
Aus den exponierten Haftfolien im Format von 65 mm x 65 mm wurden Ausschnitte mit den
Abmessungen 18 mm x 18 mm jeweils mittig ausgestanzt. Auf die kleberbeschichtete Seite
wurden 5 bis 10 µl einer Immersionslösung zur Einbettung der Staubpartikel aufgegeben.
Der Brechungsindex der Immersionslösung war nahe dem Brechungsindex der Akzeptorfläche (Kleber) eingestellt, so dass die Oberflächenstruktur des Klebers optisch weitgehend unterdrückt wurde und ein störender Einfluss auf die Segmentierung der Partikel vermieden
werden konnte. Zur Kontrastierung biogener Partikel, insbesondere von Pollen, wurden die
Farbstoffe Rhodamin B und Methylgrün in einer wässrigen Karionlösung (Immersionsmedium) verwendet.
Die lichtmikroskopische Untersuchung erfolgte im Durchlicht unter Hellfeldbedingungen. Es
wurde ein ZEISS-Mikroskop Axioskop H mit 20-facher Objektivvergrößerung benutzt. Zur
Auswertung wurde insgesamt eine Fläche von 2,624mm² verwendet. Aus der bildanalytisch
segmentierten Partikelfläche wurde der Durchmesser des flächengleichen Kreises als Maß
für die Partikelgröße berechnet. In die Auswertung wurden Partikel im Größenbereich von 3
bis 96 µm einbezogen. In einem zweiten Schritt wurde der mittlere Grauwert jedes Partikels
bestimmt und über einen empirisch festgelegten Schwellenwert die Entscheidung zwischen
transparenten, d.h. mineralisch-anorganischen oder biologischen Partikeln (z.B. menschliche
Epithelyen und Abrieb von tierischen und pflanzlichen Materialien) und nicht-transparenten,
d.h. elementar-kohlenstoffhaltigen Partikeln getroffen.
In den vorliegenden Auswertungsergebnissen des gesamten Grobstaubes sind die Pollen
nicht enthalten. Sie wurden durch Anfärbung und morphologische Vermessung erkannt und
eliminiert. Durch die wässrige Einbettung der Grobstaubproben gingen wasserlösliche Partikel, wie z.B. NaCl und NH4NO3, in Lösung und konnten bildanalytisch nicht nachgewiesen
werden. Die löslichen Salze im Grobstaub wie im Feinstaub wurden mit Hilfe der IC-Analyse
nachgewiesen.
Zur näheren Beschreibung der Methode wird auf die Literatur verwiesen (Eltschka, Kühr et
al. 1994; Scharring, Dietze et al. 2004).
An den Schulen der 4 Untersuchungsgebiete wurden im Zeitraum zwischen November 2001
und Ende April/Anfang Mai 2002 jeweils eine Woche lang Grobstaub auf Haftfolie gesammelt
und getrennt für das gesamte Partikelkollektiv sowie für den schwarzen, elementarkohlenstoffhaltigen Partikelanteil ausgewertet. In den Wohnungen der Kinder wurden im Untersuchungszeitraum von Mitte November 2001 bis Ende April/Anfang Mai 2002 eine Woche lang
Grobstaub auf Haftfolie gesammelt. Dabei wurden Partikelfraktionen mit Partikeldurchmessern in den Bereichen 3 bis 6 µm, 6 bis 12 µm, 12 bis 24 µm, 24 bis 48 µm und 48 bis 96 µm
unterschieden.
A.3 Ergebnisse zu Messungen in Wohnungen und Schulen
A.3.1 Ergebnisse zur Partikelmasse
Die Ergebnisse der gravimetrischen Auswertung der gesammelten Feinstäube als PM2,5 sind
für die Wohnungen und Schulen in den folgenden Tabelle 1 und Tabelle 2 bzw. in Abbildung
1 getrennt nach Untersuchungsorten dargestellt.
Tabelle 1: Messung von PM2,5 in und vor den Wohnungen an den vier Untersuchungsorten
Mannheim
innen
außen
Stuttgart
innen
außen
Kehl
innen
Aulendorf/
Bad Waldsee
außen
innen
außen
Alle Wohnungen
innen
außen
Anzahl
34
19
31
15
32
20
29
14
126
68
Mittelwert
46,9
19,3
23,2
17,1
31,0
16,4
22,6
18,4
31,4
17,8
Standardabw.
49,9
9,2
19,2
6,5
42,3
9,1
17,9
11,8
36,9
9,1
Minimum
6
7
6
7
3
6
3
4
3
4
Maximum
182
43
89
33
209
42
91
43
209
43
5. Perzentil
7
7
8
10
4
7
6
4
6
6
25. Perzentil
15
12
12
14
10
10
10
6
11
12
Median
24
19
15
15
20
14
17
20
19
16
75. Perzentil
70
25
30
21
24
21
28
25
32
24
95. Perzentil
166
31
63
27
108
33
47
36
109
32
A-7
Tabelle 2: PM2,5-Messungen im Inneren von Schulen
Untersuchungsregion
Anzahl Untersuchun-
Mannheim
Stuttgart
Kehl
Aulendorf,
Bad Waldsee
gesamt
32
32
29
20
14,3
17,6
13,8
11,0
14,5
Standardabw.
6,9
9,5
6,8
3,0
7,5
Min.
6
6
5
6
5
Max.
33
40
30
15
40
5. Perzentil
6
7
5
6
6
25. Perzentil
10
11
10
9
10
Median
12
15
12
10
13
75. Perzentil
17
21
15
14
17
95. Perzentil
30
39
26
15
30
gen i. Klassenräumen
Mittelwert
113
175
Mannheim
150
Stuttgart
Kehl
Aulendorf /
Bad Waldsee
125
µg/m³
100
75
50
25
0
WI
WA
SI
WI
WA
SI
WI
WA
SI
WI
WA
SI
Abbildung 1: Messung von PM2,5 in den Wohnungen (WI), vor den Wohnungen (WA) und in
den Klassenräumen der Schulen (SI) (jeweils 5., 25., 75. und 95. Perzentil der
Verteilung)
Die in der Außenluft vor den Wohnungen ermittelten PM2,5-Konzentrationen bewegen sich im
gleichen Bereich wie die Wochenmittelwerte, die sich aus den Messungen der UMEG an
ortsfesten Messstationen ergaben. In den Wohninnenräumen waren die Messwerte in der
Regel deutlich höher als vor den Wohnungen. Wie die Verteilungsmuster in den Abbildungen
2 und 3 zeigen, waren die Messwerte in der Innenraumluft über einen relativ weiten Bereich
zwischen 0 und über 200 µg/m³ verteilt, während in der Außenluft die Maximalwerte für das
Wochenmittel unter 50 µg/m³ lagen. In den Klassenzimmern wurden in der Regel etwas niedrigere PM2,5-Konzentrationen gemessen als in der Außenluft. Das Verteilungsmuster in
Abbildung 4 zeigt, dass die Messwerte bei den Messungen in den Klassenräumen ähnlich
wie in der Außenluft über einen relativ engen Bereich zwischen 5 und 40 µg/m³ streuten.
A-9
Häufigkeit (%)
20
15
10
5
0
2,5
7,5 12,5 17,5 22,5 27,5 32,5 37,5 42,5 47,5 52,5 57,5 62,5 67,5 72,5 77,5 82,5 87,5 92,5 95+
PM 2,5 in Mikrogramm/Kubikmeter
Abbildung 2: Histogramm von PM2,5 in Wohnungen
Häufigkeit (%)
25
20
15
10
5
0
2,5
7,5 12,5 17,5 22,5 27,5 32,5 37,5 42,5 47,5 52,5 57,5 62,5 67,5 72,5 77,5 82,5 87,5 92,5 95+
PM 2,5 in Mikrogramm/Kubikmeter
Abbildung 3: Histogramm von PM2,5 in der Außenluft vor den Wohnungen
40
Häufigkeit (%)
30
20
10
0
2,5
7,5
12,5
17,5
22,5
27,5
32,5
37,5
42,5
PM2,5 in Mikrogramm/Kubikmeter
Abbildung 4: Histogramm von PM2,5 in Schulen (Innenräume)
47,5
52,5
Ein Zusammenhang zwischen der Innenraumbelastung und den PM2,5-Konzentrationen in
der Außenluft war nicht erkennbar (Abbildung 5). Dies spricht dafür, dass in einem Teil der
Wohnungen starke zusätzliche Quellen für Partikelbelastungen vorhanden waren. Über die
zeitliche Variabilität der Innenraumbelastungen lassen sich aus diesen Messungen keine
Aussagen ableiten.
225
200
PM2,5 innen
175
150
125
100
75
50
25
0
-25
0
5
10
15
20
25
30
PM2,5 außen
35
40
45
Abbildung 5: Verhältnis der PM2,5-Konzentration im Inneren bzw. in der Außenluft vor den
Wohnungen in µg/m³
A.3.2 Ergebnisse zu Rußmessungen im PM2,5
Auf den Glasfaserfiltern der PM2,5-Bestimmung wurde der Rußanteil nach der optischen
Immersionsmethode bestimmt. Die Rußkonzentrationen (gemessen als Black Carbon) in den
Wohnungen lagen im Mittel unterhalb der Konzentrationen in der Außenluft (Tabelle 3).
Stuttgart und Mannheim wiesen dabei die höchsten Rußkonzentrationen in der Außenluft
auf. Die Rußpartikel, die aus dem Straßenverkehr herrühren, gelangen demnach nur zum
Teil in die Innenräume. Zwischen der Rußkonzentration und der PM2,5-Konzentration be-
A-11
stand in den Wohnungen ein mäßiger Zusammenhang (r² = 0,48), der in der Außenluft weniger deutlich ausgeprägt war (r² = 0,33).
Tabelle 3: Rußkonzentrationen in PM2,5 in Innenräumen und in der Außenluft in µg/m³
Aulendorf/
Mannheim
Stuttgart
Kehl
Bad Waldgesamt
see
außen innen
außen innen
außen
innen
außen
innen außen
innen
Anzahl n
8
32
6
30
12
32
5
27
31
121
Mittelwert
2,09
1,47
2,48
1,50
1,44
1,44
1,46
1,06
1,81
1,37
Standardabw.
0,75
0,99
0,88
0,68
0,59
1,07
0,55
0,64
0,78
0,88
Die Rußkonzentrationen in den Schulräumen lagen im Mittel unterhalb der Konzentrationen
in der Außenluft. Zwischen der Rußkonzentration und der PM2,5-Konzentration bestand in
den Schulräumen kein enger Zusammenhang (r² = 0,2).
Tabelle 4: Ruß (BS) in PM2,5 in Schulinnenräumen in µg/m³
Untersuchungsregion
Anzahl
Mannheim
Stuttgart
Kehl
18
23
17
Aulendorf,
Bad Waldsee
11
gesamt
Schulräume
69
Mittelwert
1,34
1,53
0,96
1,31
1,30
Standardabw.
0,61
0,75
0,55
1,10
0,76
A.3.3 Ergebnisse zum sedimentierten Grobstaub (Gesamtpartikel)
Grobstaub wurde in den Innenräumen insgesamt in höheren Konzentrationen gefunden als
in der Außenluft. Die Größenverteilung in der Außenluft verlief von 3 bis 24 µm nahezu konstant und gingen dann deutlich zurück. In der Größenklasse zwischen 3 und 6 µm war die
Konzentration in den Innenräumen doppelt so hoch wie in der Außenluft und nahm mit
wachsendem Partikeldurchmesser ab. Ab einem Partikeldurchmesser von 24 µm waren die
Partikelkonzentrationen innen geringer als außen.
Tabelle 5: Grobstaubkonzentrationen in Wohnungen in µg/m³
Staub- Durchfraktion messer
Grobstaub gesamt
Grobstaub
schwarz
Mannheim
(Wohnungen)
Stuttgart
(Wohnungen)
µm
außen
innen
außen
3-6
6-12
12-24
24-48
48-96
3-6
6-12
12-24
24-48
48-96
4,72
5,42
4,88
2,30
0,37
0,84
0,96
0,91
0,43
0,04
10,32
8,31
4,41
1,33
0,30
0,48
0,36
0,18
0,02
0
4,30
5,21
4,83
2,02
0,26
0,93
1,32
1,57
0,33
0
Aulendorf
alle WohnunBad Waldsee
gen
(Wohnungen)
innen außen innen außen innen außen innen
8,02
6,85
4,26
1,26
0,37
0,31
0,24
0,10
0,03
0
Kehl
(Wohnungen)
3,57
3,86
3,86
2,06
0,37
0,49
0,72
0,79
0,23
0,05
5,63
4,65
2,91
0,73
0,15
0,20
0,14
0,06
0,01
0
4,23
4,83
4,74
2,37
0,40
0,56
1,07
1,16
0,20
0
11,39
8,62
5,15
1,58
0,55
0,27
0,27
0,09
0,03
0
4,20
4,83
4,58
2,19
0,35
0,70
1,02
1,11
0,30
0,02
8,82
7,11
4,17
1,22
0,34
0,31
0,25
0,11
0,02
0
Die erhöhte Belastung in Innenräumen mit Partikeln von 3 bis 12 µm Durchmesser lässt auf
die Beteiligung von Innenraumquellen schließen. Dazu gehören u.a. biologische Partikel. Ihre Freisetzung erfolgt durch Abschilferungen des menschlichen Epithels sowie durch Abrieb
tierischer und pflanzlicher Materialien. Der Materialabrieb tritt an der üblichen Ausstattung
der Wohnungen (Teppiche, Möbelbezüge, etc.) und Materialien des täglichen Gebrauchs
(Kleidung, Holzprodukte, etc.) auf. Da die Messdatenerfassung überwiegend in der kalten
Jahreszeit stattfand, wurden durch den witterungsbedingten erhöhten Aufenthalt der Bewohner in den Innenräumen verstärkt biologische Partikel produziert und mobilisiert. Die Mobilisation wurde zusätzlich durch von Heizungen angeregte Konvektionsströme und trockene
Luft in den beheizten Innenräumen begünstigt.
Eine weitere Quelle für die Staubbelastung bewohnter Innenräume ist erfahrungsgemäß
durch den Eintrag mineralisch-anorganischer Partikel gegeben. Der Mineralstaub gelangt typischerweise mit den Schuhen von der Strasse, von unbefestigten Wegen oder aus dem
Garten in die Wohnung. Die Mobilisation wird je nach Aktivitätsgrad der Bewohner gefördert.
Dies kann die höheren Belastungen in den Schulen im Vergleich zu den Wohnungen erklären. Allerdings liegen die mittleren Konzentrationen von Partikeln mit Durchmesser größer 24
µm in der Regel unterhalb der Werte für die Außenluft, da Fenster und Türen für diese eine
gewisse Barriere bilden.
A-13
Die Konzentrationen der groben Staubfraktionen waren in der Außenluft an den verschiedenen Orten wenig unterschiedlich (Abbildung 6). In den Wohnungen in Kehl waren sie am
niedrigsten und in den Wohngebieten von Aulendorf/Bad Waldsee am höchsten.
Grobstaub (gesamt) in der Innenraumluft
Grobstaub (gesamt) in der Außenluft
12
12
3-6 µm
3-6 µm
10
6-12 µm
10
6-12 µm
12-24 µm
48-96 µm
6
24-48 µm
8
Konz. (µg/m³)
8
Konz. (µg/m³)
12-24 µm
24-48 µm
48-96 µm
6
4
4
2
2
0
0
Mannheim
Stuttgart
Kehl
Aulendorf
Mannheim
Stuttgart
Kehl
Aulendorf
Abbildung 6: Grobstaubkonzentrationen in der Außenluft und in den Wohnungen
Sedimentierfähiger Grobstaub war im Innern der Schulräume insgesamt deutlich stärker vertreten als im Freien vor den Schulen (Tabelle 6 und Abbildung 7). Die Größenverteilung in
der Außenluft war zwischen 3 und 24 µm nahezu konstant. In den Fraktionen 24 bis 48 µm
ging die Konzentration deutlich zurück, größere Partikel (48 bis 96 µm) spielten nur eine untergeordnete Rolle. Die höheren Konzentrationen in Mannheim und Stuttgart im Vergleich zu
den anderen Gebieten können durch industrielle und verkehrsbedingte Stäube (Reifenabrieb
sowie Abrieb von Bremsen und Straßenbelägen) erklärt werden.
In den Schulräumen war mit wachsendem Partikeldurchmesser eine monoton fallende Konzentration zu erkennen, wobei die größten Partikel kaum noch in Erscheinung traten. Unterhalb von 12 µm Partikeldurchmesser wies die Innenluft im Mittel erheblich höhere Partikelkonzentrationen auf als die Außenluft. Oberhalb von 24 µm Partikeldurchmesser wurden dagegen innen fast ausschließlich geringere Partikelkonzentrationen als außen beobachtet.
Tabelle 6: Grobstaubkonzentrationen an Schulen in µg/m³ (außen und innen)
Staub- Durchalle SchulMannheim
Stuttgart
Kehl
Aulendorf
räume
fraktion messer
(Schulen)
(Schulen)
(Schulen) Bad Waldsee
(Schulen)
µm
außen innen außen innen außen Innen außen innen außen innen
Grobstaub
gesamt
3-6
6-12
12-24
24-48
48-96
Grob3-6
staub
6-12
schwarz 12-24
24-48
48-96
4,35
4,69
4,93
2,58
0,43
0,76
0,97
1,40
0,48
0,05
9,64
8,29
5,26
1,62
0,27
0,24
0,28
0,13
0,04
0
4,87
5,85
5,76
2,72
0,38
1,09
1,75
1,88
0,59
0
9,15
8,11
5,81
1,67
0,10
0,31
0,22
0,17
0,02
0
3,56
3,94
3,50
1,93
0,42
0,42
0,47
0,37
0,03
0,06
Grobstaub in der Außenluft (Schulen)
3,27
3,11
2,68
1,20
0,35
0,42
0,54
0,46
0,11
0
11,39
10,36
5,48
1,15
0,14
0,22
0,18
0,07
0
0
4,13
4,57
4,44
2,21
0,40
0,72
1,01
1,14
0,34
0,03
10,02
8,98
5,81
1,59
0,18
0,23
0,21
0,12
0,03
0
Grobstaub in der Innenraumluft (Schulen)
12
12
3-6 µm
6-12 µm
12-24 µm
24-48 µm
48-96 µm
10
3-6 µm
10
6
4
2
6-12 µm
12-24 µm
24-48 µm
8
Konz. (µg/m³)
8
Konz. (µg/m³)
10,47
9,76
6,70
1,81
0,19
0,14
0,12
0,09
0,05
0
48-96 µm
6
4
2
0
0
Mannheim
Stuttgart
Kehl
Aulendorf
Mannheim
Stuttgart
Kehl
Aulendorf
Abbildung 7: Grobstaubkonzentrationen an Schulen (außen und innen)
Die erhöhte Partikelbelastung der Schulräume mit Partikeln kleiner als 12 µm Durchmesser
im Vergleich zur Außenluft ist auf die Beteiligung von Innenraumquellen zurückzuführen. In
Schulräumen dürften hier vor allem die Aktivitäten der Schüler eine Rolle spielen.
A-15
A.3.4 Ergebnisse zum „schwarzen“ Grobstaub
An allen Standorten war die Konzentration der schwarzen, elementarkohlenstoffhaltigen Partikel in den Innenräumen sowohl in Wohnungen als auch in Schulen geringer als in der Außenluft (Tabelle 5 und Tabelle 6 und Abbildungen 8 und 9). Die Partikelgrößenverteilungen
der Innen- und Außenluft zeigte charakteristische Unterschiede. Während außen die höchsten Partikelkonzentrationen bei Durchmessern zwischen 6 bis 24 µm auftraten, nahmen innen die Konzentrationen mit zunehmendem Durchmesser ab. Die deutlichsten Konzentrationsunterschiede traten bei Durchmessern zwischen 12 und 24 µm auf. Dies deutet darauf
hin, dass die Quelle für diese Partikel fast ausschließlich im Außenluftbereich liegt und beim
Übertritt in die Innenräume eine größenabhängige Vorabscheidung stattfindet. Eine typische
Quelle für schwarzen Grobstaub ist der kohlenstoffhaltige Reifenabrieb durch den Kraftfahrzeugverkehr. Schwarzem Grobstaub im Bereich von 12 bis 24 µm kommt daher eine Indikatorfunktion für die vorhandene Verkehrsbelastung zu. Dieses Maximum ist in Städten besonders deutlich ausgeprägt. Bei geringerer Verkehrsbelastung im ländlichen Raum findet man
typischerweise ein Plateau zwischen 3 und 24 µm Partikeldurchmesser auf niedrigem Konzentrationsniveau.
Zu den kleineren Partikeln der Fraktionen 3 bis 6 µm und 6 bis 12 µm gehören Ruß und
Flugasche, die durch Koagulation aus Feinstpartikeln bei folgenden Prozessen entstehen
können: Industrielle Verbrennungsprozesse und Verbrennungsprozesse des Kfz-Verkehrs,
Heizung, Tabakrauch, Kochen, Backen, Braten sowie Gebrauch von Kerzen und Streichhölzern.
Innenraumluft
2,0
Konz. (µg/m³)
2,0
1,6
3-6 µm
12-24 µm
48-96 µm
6-12 µm
24-48 µm
1,6
1,2
1,2
0,8
0,8
0,4
0,4
0,0
Konz. (µg/m³)
Außenluft
3-6 µm
6-12 µm
12-24 µm
24-48 µm
48-96 µm
0,0
Mannheim
Stuttgart
Kehl Wohnung Aul./B.Walds.
Wohnung außen Wohnung außen
außen
Wohnung außen
Mannheim
Stuttgart
Kehl Wohnung Aul./B.Walds.
Wohnung innen Wohnung innen
innen
Wohnung innen
Abbildung 8: Schwarzer Grobstaub in Wohnungen (außen und innen)
Schwarzer Grobstaub in der Außenluft (Schulen)
Schwarzer Grobstaub in der Innenraumluft
(Schulen)
2,0
2,0
3-6 µm
6-12 µm
1,6
Konz. (µg/m³)
Konz. (µg/m³)
24-48 µm
1,2
3-6 µm
1,6
12-24 µm
48-96 µm
0,8
0,4
6-12 µm
12-24 µm
1,2
24-48 µm
0,8
48-96 µm
0,4
0,0
0,0
Mannheim
(Schulen)
Stuttgart
(Schulen)
Kehl (Schulen)
Aul./B.Walds.
(Schulen)
Mannheim
Schule innen
Stuttgart Schule
innen
Kehl (Schulen)
Aul./B.Walds.
Schule innen
Abbildung 9: Schwarzer Grobstaub an Schulen (außen und innen)
Im Bereich der Außenluft an den Wohnungen bestand im Größenbereich 3 bis 24 µm ein
deutlicher Zusammenhang zwischen der Konzentration des gesamten Grobstaubs und der
Konzentration des schwarzen Grobstaubs (r² > 0,5). Dieser Zusammenhang war an den
Schulen weniger deutlich ausgeprägt (r² = 0,29 – 0,37), was daran liegen könnte, dass an
den Schulen andere Staubquellen als der Straßenstaub eine größere Rolle einnehmen.
Zusammenhänge zwischen dem PM2,5-Gehalt und dem Grobstaub waren nicht erkennbar.
A.3.5 Ergebnisse zur Partikelanzahlkonzentration
In Mannheim und in Aulendorf/Bad Waldsee wurde die Partikelzahl in den Wohnungen der
Kinder und parallel dazu in der Außenluft mit Kondensationspartikelzählern über einen Zeitraum von jeweils 10 Stunden kontinuierlich gemessen. Die Messungen wurden mit Kondensationspartikelzählern durchgeführt, mit denen Partikel ab einer Größe von etwa 10 nm erfasst wurden. Die statistischen Kenngrößen der 1-Minuten-Messwerte über den gesamten
Zeitraum aller Messungen in Mannheim und in Aulendorf/Bad Waldsee sind in Tabelle 7 zusammengefasst. In Mannheim war die Partikelanzahl sowohl in der Außenluft als auch in der
Innenraumluft höher als in Aulendorf/Bad Waldsee. Während in Mannheim die Partikelzahl in
der Außenluft meist höher war als in den Wohnungen, war dies in Aulendorf/Bad Waldsee
eher umgekehrt. Insgesamt zeigten sich in den Wohnungen deutlich geringere Ortsunterschiede als in der Außenluft.
A-17
Tabelle 7: Partikelanzahl (> 10 nm) an den Wohnungen in Mannheim und Aulendorf Partikel/cm³
Mannheim
Aulendorf
außen
innen
außen
innen
11
28
5
32
Mittelwert
28.548
20.420
8.133
19.905
Minimum
4.280
1.660
2.030
1.070
Maximum
225.000
275.000
77.400
373.000
5. Perzentil
8.560
3.520
2.448
1.977
25. Perzentil
14.800
7.320
4.640
4.080
Median
22.800
13.700
5.870
7.550
75. Perzentil
31.900
24.100
12.000
19.300
95. Perzentil
81.360
63.100
16.610
78.470
Anzahl Messreihen
An den Schulen in Mannheim und in Aulendorf/Bad Waldsee wurde die Partikelanzahlkonzentration in parallelen Messungen im Innern der Räume und in der Außenluft ermittelt. Die
Messungen erfolgten in der Regel nur während der Schulstunden am Vormittag.
Die statistischen Kenngrößen aller 1-Minuten-Messwerte über die Gesamtdauer aller Messungen sind in Tabelle 8 zusammengefasst. In Mannheim waren die Partikelanzahlkonzentrationen in der Außenluft deutlich höher als in den Schulräumen. In Aulendorf/Bad Waldsee
war die Partikelanzahl in und außerhalb der Schulen nicht wesentlich verschieden und lagen
deutlich unterhalb der in Mannheim gefundenen Werte, allerdings wurden in Aulendorf in der
Außenluft nur 4 Messungen durchgeführt.
Tabelle 8: Partikelanzahlkonzentration (> 10 nm) an den Schulen in Mannheim und Aulendorf in Partikel/cm³
Anzahl der Messreihen
Mannheim
außen
innen
10
29
Aulendorf
außen
innen
4
20
Mittelwert aller 1-Minuten-Werte
40.665
10.202
6.116
6.258
Minimum aller 1-Minuten-Werte
6.740
2.390
1.870
1.720
172.000
75.500
19.000
47.100
5. Perzentil aller 1-Min-Werte
11.600
3.160
2.190
2.000
22.800
5.060
2.610
2.990
Median aller 1-Min-Werte
32.600
8.310
3.440
4.070
54.000
12.000
10.450
7.710
91.595
27.000
13.600
15.730
Maximum aller 1-Min-Werte
Der zeitliche Verlauf der Partikelanzahlkonzentration war individuell sehr unterschiedlich ausgeprägt. In den Wohninnenräumen fielen häufig einzelne peakförmige Belastungen auf, die
anhand der Aktivitätsprotokolle in verschiedenen Fällen mit dem Kochen von Wasser, der
Zubereitung von Mahlzeiten (kochen, backen, braten) oder mit dem Rauchen von Zigaretten
in Verbindung gebracht werden konnten (Abbildung 10). Dabei wurden Maximalwerte von
mehreren 100.000 Partikel/cm³ erreicht. In der Regel fielen die Konzentrationen exponentiell
relativ rasch ab. Ein einheitliches durchgehendes Muster im Konzentrationsverlauf war nicht
zu erkennen.
A-19
01R984005-03 Wohnung innen (Teilchen pro cm³)
Aktivitäten:
Kochen von Mittagessen,
später Kochen von
Wasser
Nichtraucher
400000
300000
200000
100000
0
Essen kochen
Kochen
Rauchen
Wasserkochen
19:00
20:00
21:00
22:00
19:00
20:00
21:00
22:00
18:00
17:00
16:00
15:00
14:00
13:00
12:00
11:00
09:00
08:00
10:00
kein Raucher
-100000
01R984085 Wohnung innen [Teilchen pro cm³]
400000
Aktivitäten:
Kochen von Mittagessen (Wasser kochen),
am Abend braten und
backen
300000
200000
100000
Nichtraucher
0
Essen kochen
Wasserkochen
Kochen
Braten
Backen
18:00
17:00
16:00
15:00
14:00
13:00
12:00
11:00
09:00
08:00
10:00
kein Raucher
Rauchen
-100000
01M981080 Wohnung innen (Teilchen pro cm³)
400000
Aktivitäten:
350000
am Abend Essen kochen (Wasser kochen)
300000
Raucherhaushalt
150000
250000
200000
100000
50000
0
Essen kochen
Wasserkochen
Kochen
-50000
19:00
20:00
21:00
22:00
20:00
21:00
22:00
Rauchen
19:00
18:00
Rauchen
16:00
14:00
13:00
12:00
11:00
10:00
09:00
08:00
15:00
Rauchen
-100000
17:00
Rauchen
01R984058 Wohnung innen [Teilchen pro cm³])
400000
keine Aktivitäten
300000
200000
100000
Keiner zu Hause
0
Kochen
18:00
17:00
16:00
15:00
14:00
13:00
12:00
11:00
10:00
09:00
08:00
Rauchen
-100000
Abbildung 10: Zeitlicher Verlauf der Partikelkonzentration in verschiedenen Innenräumen
mit unterschiedlichem Aktivitätsmuster
In der Außenluft war die Dauer von Belastungsspitzen deutlich geringer als in der Innenraumluft; insgesamt zeigte die Hintergrundbelastung der Partikelanzahlkonzentration einen
größeren Rauschpegel als in der Innenraumluft (Abbildung 11). In der Umgebung verkehrsnaher Wohnungen traten höhere Partikelzahlen auf als an wenig verkehrsbelasteten Standorten. Das Maximum betrug in Mannheim in der Außenluft 225.000 Partikel/cm³, in Aulendorf
77.000 Partikel/cm³.
A-21
Ein Zusammenhang zwischen der Partikelkonzentration in der Außenluft und im Innern der
Räume war bei den zeitgleich durchgeführten Messungen nicht zu erkennen (Abbildung 11).
Hohe Partikelzahlen in der Außenluft machten sich in der Innenraumluft kaum bemerkbar;
Quellen für eine erhöhte Partikelanzahl waren den Aktivitäten in den Innenräumen zuzuordnen.
01M981080 Wohnung [ Teilchen pro cm³]
250000
250000
innen
innen
außen
200000
22:00
21:00
20:00
19:00
18:00
17:00
16:00
15:00
14:00
13:00
12:00
08:00
22:00
21:00
20:00
19:00
18:00
17:00
16:00
15:00
14:00
13:00
12:00
0
11:00
0
10:00
50000
09:00
50000
11:00
100000
10:00
100000
150000
09:00
Teilchen pro cm³
150000
08:00
Zeit
Zeit
250000
250000
innen
außen
innen
außen
200000
Zeit
Zeit
Abbildung 11: Vergleich der Partikelanzahlkonzentration in der Außen- und Innenraum von
Wohnungen
22:00
21:00
20:00
19:00
18:00
17:00
16:00
14:00
13:00
12:00
22:00
21:00
20:00
19:00
18:00
17:00
16:00
15:00
14:00
13:00
12:00
11:00
0
10:00
0
09:00
50000
08:00
50000
11:00
100000
10:00
100000
150000
09:00
150000
08:00
Teilchen pro cm³
200000
15:00
Teilchen pro cm³
200000
Teilchen pro cm³
außen
A.4 Langzeituntersuchungen zu Auswirkungen von Reinigungsmaßnahmen
(modifiziert nach Gabrio)
A.4.1 Auswahl und Charakterisierung der Messorte
Von Dezember 2005 bis Juli 2006 wurden innerhalb des Projektes Beobachtungsgesundheitsämter in Baden-Württemberg orientierende Untersuchungen zur Feinstaubbelastung in
38 Schulen (Abbildung 12) durchgeführt. Die Feinstaubbelastung wurde dabei mit verschiedenen Untersuchungsverfahren sowohl in den Klassenräumen als auch in der Außenluft ermittelt:
•
Mit der Laserpartikelzählung (LPC) wurde die Anzahl der feinen bis gröberen Partikel
(15 Partikelgrößen >0,30 µm bis 20 µm) in der Luft kontinuierlich bestimmt. Aus dieser Anzahl wurde das Volumen der einzelnen Partikelgrößenfraktionen errechnet.
Das so errechnete Volumen ist proportional der Masse dieser Fraktionen.
•
Mit der Kondensationspartikelzählung (CPC) wurde die Anzahl der ultrafeinen Partikel (UFP) >10 nm kontinuierlich bestimmt. Dieses Messverfahren gibt Auskunft über
die aktuelle örtliche Verkehrsbelastung.
•
Mit der gravimetrischen Impaktionsmethode wurde die Masse der Teilchen mit einem
aerodynamischen Durchmesser < 2,5 µm diskontinuierlich jeweils in den Vormittagsstunden bestimmt (PM2,5). Diese Messergebnisse sollten einen Bezug zu den allgemein im Landesmessnetz erfassten PM10 herstellen. Von einigen Wissenschaftlern
wird davon ausgegangen, dass sich die PM2,5-Daten toxikologisch besser interpretieren lassen als die PM10-Werte.
•
Mit der Streulichtfotometrie wurde in einigen Schulen darüber hinaus die PM2,5- und
PM10-Konzentration kontinuierlich bestimmt.
Außerdem wurde in den Klassenzimmern die Temperatur, die relative Feuchtigkeit und die
CO2-Konzentration ermittelt, um das Lüftungs- und Nutzungsverhalten abschätzen zu können.
A-23
27,28,33,34,35,36,37,38
Künzelsau
1
2,3,4,5
37,38
14,15,16,17,19, 20,21,
22,23,24,25,26,29,30,31,32
18
6,7,8,9
10,11,12,13
Abbildung 12: Messorte der untersuchten Schulen
Aufgrund der anhaltenden Diskussion in der Öffentlichkeit über Möglichkeiten den Anstieg
der Feinstaubkonzentration während des Unterrichtes zu reduzieren, wurde außerdem in der
4. Klasse einer Grundschule von November 2006 bis Juli 2007 eine Feinstaubmessung
durchgeführt. Das Lüftungsverhalten wurde durch die Messung der KohlendioxidKonzentration verfolgt. Um den Einfluss der Reinigung auf die Feinstaubkonzentration zu
ermitteln, wurde das Klassenzimmer im Wechsel von ein bis drei Wochen normal bzw. verstärkt gereinigt. In einem Untersuchungsabschnitt wurde das Klassenzimmer überhaupt nicht
gereinigt.
A.4.2 Messmethoden
Gravimetrische Bestimmung der PM2,5-Konzentration
Kleinfiltergerät der Firma Derenda in Anlehnung an die VDI Richtlinie 2463 Blatt 7 und Blatt
8. Messzeitraum: in der Regel 5 Tage ohne zwischenzeitlichen Filterwechsel; Probenahmedauer: ca. 6 Stunden während der Nutzung (Unterricht).
Bestimmung der Partikelanzahl in 15 Partikelgrößenfraktionen von 0,30 – 20 µm
Laserpartikelzähler (LPC) - Portable Aerosol Spectrometer 1.108 der Firma Grimm. Die kontinuierlichen Messungen erfolgten in Zeitintervallen von 1 Min bzw. 10 Min; Messzeitraum: in
der Regel eine Woche.
Bestimmung der Gesamt-Partikelanzahl von ultrafeinen Partikel (UFP) größer 10 nm
Kondensationspartikelzähler CPC 3007 der Firma TSI. Die kontinuierlichen Messungen erfolgten in Zeitintervallen von 1 Min; Messzeitraum: in der Regel 8 h bei Raumnutzung (Unterricht).
Bestimmung der PM2,5 - und PM10 - Konzentration mittels Streulichtphotometrie
zeitgleich mit dem Air Pollution Monitor APM-2 der Firma Derenda. Die kontinuierlichen Messungen erfolgten in Zeitintervallen von 15 Min bzw. 20 Min; Messzeitraum in der Regel eine
Woche bzw. durchgehend von November 2006 bis Juli 2007.
Bestimmung von Temperatur und Feuchte sowie CO2-Gehalt der Innenraumluft
Temperatur und Feuchte wurden kontinuierlich mit dem Datenlogger Testostor 175 der Firma
Testo (Zeitintervall 1 Min) gemessen. Der CO2-Gehalt wurde ebenfalls jede Minute mit dem
Testo 950 bestimmt.
Die Probenahme von Außenluft erfolgte 2005/06 in der Regel in einem Abstand von ca. 1 m
von der Gebäudeaußenwand. Das entsprechende Messgerät stand dabei in einem Nebenraum (dasselbe Stockwerk, dieselbe Gebäudeseite). War dies nicht möglich, wurde ein
Schlauch durch ein geöffnetes Fenster geführt, das Fenster abgedichtet und mit dem Messgerät verbunden. Die Messungen erfolgten zeitgleich mit den Innenraummessungen. Im Untersuchungsabschnitt 2006/07 wurde die Außenluftmessung im Garten eines Wohnhauses
durchgeführt, das zu dem Schulkomplex gehört. Die Auswertung der Daten erfolgte mit dem
Microsoft Excel Programm 2000.
A-25
A.4.3 Ergebnisse zu Messungen in 38 Schulen 2005/06
Aufgrund der Vielzahl von Einflussgrößen (wie z.B. meteorologische Wetterlage, Jahreszeit,
bauliche Gegebenheiten, Art des Fußbodens, Aktivitäten im Raum, Art und Häufigkeit der
Reinigung, Verkehrseinfluss, Art und Häufigkeit der Lüftung) auf die Feinstaubkonzentration
im Innenraum sowie der bisher geringen Anzahl durchgeführter Messungen, haben die
durchgeführten Untersuchungen nur orientierenden Charakter.
Die Partikelanzahl in der Außenluft wird hauptsächlich von der meteorologischen Wetterlage
bestimmt. So wurde festgestellt, dass sich die Partikelanzahl > 0,30 µm in der Außenluft im
Bereich der verschiedenen Schulen nur geringfügig von der mittels einer Parallelmessung
erhaltenen Partikelanzahl > 0,30 µm im Bereich des Landesgesundheitsamtes (LGA) in
Stuttgart unterscheidet (Abbildung 13 und Abbildung 14).
1,4E+06
LGA
Schule 1 -10
Schule 11-20
1,2E+06
Partikel >0,30µm/L
1,0E+06
8,0E+05
6,0E+05
4,0E+05
2,0E+05
0,0E+00
1.1
8.1
15.1
22.1
29.1
5.2
12.2
19.2
26.2
5.3
12.3
19.3
26.3
1.4
8.4
Kalendertage
Abbildung 13: Partikel >0,30µm/L in Umgebungsluft von Schulen in Baden-Württemberg im
Vergleich zur Umgebungsluft des LGA (Dezember 2005 bis April 2006)
1,4E+06
LGA
Schule 21-29
Schule 29-38
1,2E+06
Partikel >0,30µm/L
1,0E+06
8,0E+05
6,0E+05
4,0E+05
2,0E+05
0,0E+00
8.4 15.4 22.4 29.4 6.5 13.5 20.5 27.5 3.6 10.6 17.6 24.6 1.7 8.7 15.7 22.7 29.7 5.8 12.8
Kalendertage
Abbildung 14: Partikel >0,30µm/L in Umgebungsluft von Schulen in Baden-Württemberg im
Vergleich zur Umgebungsluft des LGA (April 2006 bis Juli 2006)
Dabei wurden jeweils 2 Schulen während einer Woche untersucht, diese Messungen sind in
Abbildung 15 jeweils rot bzw. blau gekennzeichnet. Die Gesamtanzahl der Partikel > 0,30
µm im Außenluftbereich der Schulen liegt in der Regel in demselben Bereich wie die an der
parallel gemessenen Schule und an der Referenzwertstelle in Stuttgart. Damit wird deutlich,
dass unabhängig vom Ort und damit vom Verkehrseinfluss die verschiedenen meteorologischen Wetterlagen entscheidenden Einfluss auf die Gesamtanzahl der Partikel > 0,30 µm
haben.
Die Ergebnisse der Messungen mit dem Kondensationspartikelzähler zeigten, dass zumindest im Winter die verkehrsbedingten ultrafeinen Partikel nicht bzw. nur zu einem geringen
Anteil in die Innenraumluft übergehen (Abbildung 15 bis Abbildung 19). Im Sommer lag aufgrund des häufigeren Lüftungsverhaltens eine andere Situation vor (Abbildung 20).
A-27
Partikel pro L bzw. 10 cm3
2,5E+06
Außenluft [Partikel >0,30µm/L]
Innenraumluft [Partikel >0,30µm/L]
Außenluft für alle Partikel (UFP) >0,01µm - CPC
Innenraumluft für alle Partikel (UFP) >0,01µm - CPC
2,0E+06
1,5E+06
1,0E+06
5,0E+05
0,0E+00
9:58
10:58
11:58
12:58
13:58 14:58
Uhrzeit
15:58
16:58
17:58
Abbildung 15: Feinstaubkonzentration ermittelt mit dem CPC [Partikel >0,01µm/10 cm3]
und dem LPC [Partikel >0.30µm/L] – Ländliche Region
Die mit dem LPC ermittelte Gesamtanzahl der Partikel > 0,30 µm schwankt über den Tageslauf im Außenluftbereich deutlich weniger als die der UFP (Abbildung 15 bis Abbildung 19).
Diese aus der Außenluft stammenden schwankenden UFP–Konzentrationen sind in den
Wintermonaten in der Innenraumluft de facto nicht erkennbar. Für die Gesamtfeinstaubpartikelanzahl > 0,3 µm liegen sowohl in der Außenluft als auch in der Innenraumluft über den
Tagesverlauf weitgehend konstante Partikelzahlen vor.
Partikel pro L (LPC) bzw. 10 cm3 (CPC)
2,5E+06
Außenluft für alle Partikel >0,30µm - LPC
Innenraumluft für alle Partikel >0,30µm - LPC
2,0E+06
1,5E+06
1,0E+06
5,0E+05
0,0E+00
8:47
9:47
10:47
11:47
12:47
13:47
14:47
15:47
16:47
Uhrzeit
und dem LPC [Partikel >0.30µm/L] – Innerstädtische Verkehrsstraße
Partikel pro L bzw. 10 cm3
2,5E+06
2,0E+06
Außenluft [Partikel >0,30µm/L]
Innenraumluft [Partikel >0,30µm/L]
1,5E+06
1,0E+06
5,0E+05
0,0E+00
9:57
10:57
11:57
12:57
13:57
14:57
15:57
16:57
17:57
Uhrzeit
und dem LPC [Partikel >0.30µm/L] – Schule geschützt durch einen Holzzaun
neben einer Fernverkehrsstraße
A-29
Partikel pro L (LPC) bzw. 10 cm3 (CPC)
2,5E+06
Außenluft für alle Partikel >0,30µm - LPC
Innenraumluft für alle Partikel >0,30µm - LPC
2,0E+06
1,5E+06
1,0E+06
5,0E+05
0,0E+00
9:37
10:37
11:37
12:37
13:37 14:37
Uhrzeit
15:37
16:37
17:37
Abbildung 18: Feinstaubkonzentration ermittelt mit dem Kondensationspartikelzähler [Partikel >0,01µm/10 cm3] und dem Laserpartikelzähler [Partikel >0.30µm/L]
– Schule mit der, bedingt durch die Wetterlage, höchsten Feinstaubbelastung
In Abbildung 18 ist beispielhaft die Schule mit der höchsten PM2,5-Konzentration in der Außenluft dargestellt, hier zeigt sich eine relativ geringe Schwankung der Anzahlkonzentration
der UFP in der Außenluft. Ursache dafür ist mit hoher Wahrscheinlichkeit ein geringer KfzVerkehr im Umfeld der Schule, was sich bei der Ortsbegehung auch bestätigte. In diesem
Beispiel ist jedoch das Niveau der Gesamtanzahl der Partikel > 0,30 µm sowohl in der Außenluft als auch in der Innenraumluft deutlich höher als in der Schule, die an einer verkehrsreicheren Straße liegt (Abbildung 16-Abbildung 17).
rel. Feuchte, Temperatur, ppm CO2/100 bzw. Partikel pro
mm3 - CPC
120
Feuchte
Temperatur
CO2 [1/100 ppm]
100
80
60
40
20
0
09:57
10:57
11:57
12:57
13:57
14:57
15:57
16:57
17:57
Uhrzeit
Abbildung 19: Feinstaubkonzentration [>0,01µm/mm3], außen und innen, Schule im städtischen Gebiet (Winter)
rel. Feuchte, Temperatur, ppm CO2/100 bzw. Partikel
pro mm3 - CPC
120
rel. Feuchte
Temperatur
ppmCO2/100
100
80
60
40
20
Lüften
0
09:19
Lüften
11:19
13:19
15:19
17:19
Uhrzeit
Abbildung 20: Feinstaubkonzentration [>0,01µm/mm3], außen und innen, Schule im städtischen Gebiet (Sommer)
A-31
Wird vermehrt gelüftet, wie dies in den Sommermonaten üblich ist, so zeigt sich in Abhängigkeit von den Lüftungsmaßnahmen, die durch parallele Messungen der CO2-Konzentration
erkannt werden, ein Einfluss der Außenluft. (Abbildung 20). Während des Lüftens sind im Innenraum die durch den Kfz-Verkehr bedingten lokalen Konzentrationsschwankungen der
UFP in Korrelation zu denen der Außenluft zu erkennen. Es zeigt sich aber auch, dass eine
wesentliche Abschwächung der Spitzenbelastung der Außenluft im Innenraum auftritt. Dieser
Effekt wird auch deutlich, wenn man die Streubreite der Einzelmessungen der Konzentration
der UFP an den 38 Schulen (Innenraumluft und Außenluft) vergleicht. Bei Werten im Außenluftbereich treten erwartungsgemäß größere Schwankungen auf (Streuung der Spannweite
des 5. bis 95. Perzentils 140 % vom Median). Im Innenraumbereich liegt diese Streuung unabhängig von der Jahreszeit in der Regel niedriger (120 %), wobei der Median der Konzentration der UFP im Innenraum im allgemeinen um den Faktor 0,4 niedriger liegt als in der Außenluft.
An 38 Schulen wurde die mittlere prozentuale Verteilung der Partikelanzahl in der Außenluft
und der Innenraumluft mittels LPC bestimmt. Dabei zeigt sich, dass bei allen 38 Schulen sowohl in der Außenluft als auch in der Innenraumluft der mittlere prozentuale Anteil der Partikel der kleinsten Fraktion von 0,30 bis 0,40 µm mit geringer Streuung ca. 70 % der Gesamtpartikelzahl ausmacht. Dieser mittlere prozentuale Anteil nimmt mit steigender Partikelgröße
stark ab, und liegt für Partikel von 1,0 bis 20 µm in der Außenluft bei insgesamt ca.0,4 % und
in der Innenraumluft bei insgesamt ca. 1,3 %.
Die mittels LPC gemessene Partikelanzahl ist wegen der unterschiedlichen Messgröße nicht
direkt mit den gravimetrisch bestimmten PM2,5- bzw. PM10-Werten vergleichbar. Eine Möglichkeit, diese Daten miteinander in Bezug zu setzen, besteht darin, aus der Partikelanzahl,
dem Partikeldurchmesser und der Dichte die Partikelmasse der einzelnen Partikelfraktionen
zu berechnen. Hieraus lässt sich anschließend die Gesamtpartikelmasse näherungsweise
errechnen. Aus der mittleren prozentualen Verteilung der Partikelanzahl an den 38 Schulen
wurde die Partikelmasse der einzelnen Partikelfraktionen in der Außenluft und in der Innenraumluft berechnet und in Abbildung 16 dargestellt. Betrachtet man die so abgeleitete prozentuale Verteilung der Masse der einzelnen Partikelfraktionen in der Außenluft, so fällt auf,
dass der durchschnittliche prozentuale Anteil der Fraktion von 0,30 bis 0,40 µm nur noch ca.
20 - 25 % - und nicht 70 % wie bei Betrachtung der Partikelanzahl - ausmacht und die Fraktion von 1,0 bis 20 µm insgesamt ca. 35 - 40 % beiträgt. In der Innenraumluft liegen die entsprechenden Werte bei ca. 5 % bzw. ca. 80 % (Abbildung 21). Im Gegensatz zur Partikelanzahl tritt bei der Betrachtung der berechneten Partikelmasse also eine deutlich unterschiedliche Verteilung der Partikelfraktionen in der Außenluft und der Innenraumluft auf.
>20.0 µm
15.0-20.0 µm
7.5-10.0 µm
10.0-15.0 µm
5.0-7.5 µm
1.0-1.6 µm
0.80-1.0 µm
0.65-0.80 µm
0.50-0.60 µm
0.40-0.50 µm
0.30-0.40 µm
>20.0 µm
15.0-20.0 µm
7.5-10.0 µm
10.0-15.0 µm
5.0-7.5 µm
4.0-5.0 µm
3.0-4.0 µm
2.0-3.0 µm
1.6-2.0 µm
0%
1.0-1.6 µm
0%
0.80-1.0 µm
10%
0.65-0.80 µm
10%
0.50-0.60 µm
20%
0.40-0.50 µm
20%
4.0-5.0 µm
Partikelmasse
30%
0.30-0.40 µm
95.Perzentil
Median
5.Perzentil
Innenraumluft
3.0-4.0 µm
Partikelmasse
30%
40%
2.0-3.0 µm
95.Perzentil
Median
5.Perzentil
Außenluft
1.6-2.0 µm
40%
Abbildung 21: Prozentuale Verteilung der mittels LPC berechneten Partikelmasse in den
unterschiedlichen Fraktionen der Außen- und Innenraumluft
Der Effekt des Anstieges der Massenkonzentration während der aktiven Nutzung wird in
Abbildung 22 deutlich. In den Phasen der aktiven Nutzung steigt die Konzentration der Partikel > 1,0 µm stark an. Die höchste Konzentration wurde bei der hier beispielhaft abgebildeten Schule für die Fraktion von 5,0 bis 7,5 µm festgestellt. Der Median der Konzentration der
parallel gemessenen Außenluft lag für die Fraktion 0,30 bis 0,40 µm bei 3,33 µg/m3 (5. Perzentil 1,32 µg/m3, 95. Perzentil 5,87 µg/m³) und nahm für größere Fraktionen stark ab. Die
während der Nacht in allen Schulen gemessene durchschnittliche GesamtpartikelKonzentration liegt bei ca. 60% der zeitgleich gemessenen Konzentration der Außenluft.
60
60
Messungen in der Nacht in einer Schule
40
40
>20.0 µm
15.0-20.0 µm
7.5-10.0 µm
10.0-15.0 µm
5.0-7.5 µm
4.0-5.0 µm
3.0-4.0 µm
2.0-3.0 µm
1.6-2.0 µm
1.0-1.6 µm
0.80-1.0 µm
0.65-0.80 µm
>20.0 µm
15.0-20.0 µm
10.0-15.0 µm
7.5-10.0 µm
5.0-7.5 µm
4.0-5.0 µm
3.0-4.0 µm
2.0-3.0 µm
1.6-2.0 µm
0
1.0-1.6 µm
0
0.80-1.0 µm
10
0.65-0.80 µm
10
0.50-0.65 µm
20
0.40-0.50 µm
20
0.50-0.65 µm
30
0.40-0.50 µm
30
0.30-0.40 µm
µg/m³
50
0.30-0.40 µm
µg/m³
Messung bei Nutzung einer Schule
50
Abbildung 22: Konzentration der aus LPC-Anzahlmessungen berechneten Partikelmasse
der verschiedenen Feinstaubpartikelfraktionen tagsüber und in der Nacht in einer Schule
In Abbildung 23 ist zeitaufgelöst die aus der Partikelanzahl berechnete Partikelmasse der
verschiedenen Partikelfraktionen im Laufe einer Woche für eine Schule dargestellt, wobei
aus Gründen der Darstellbarkeit in dem Bild die 15 gemessenen Partikelfraktionen zu vier
Fraktionen zusammengefasst wurden. Bei Schulbetrieb und bei Reinigungsarbeiten nahm
A-33
die Konzentration der gröberen Partikel stark zu. Die Höhe der Zunahme der Staubkonzentration und ihre Partikelgrößenverteilung ist in den einzelnen Schulen unterschiedlich. Ein positiver (d.h. mindernder) Einfluss einer Reinigungsmaßnahme am Vorabend auf den Feinstaub im Innenraum unter Nutzungsbedingungen kann aus den vorliegenden Daten nicht
abgeleitet werden (Abbildung 23).
600
berechnete Masse [µg/m3]
500
0.30-1.0 µm
1.0-5.0 µm
5.0-10,0 µm
10.0-20.0 µm
Summe
Reinigung
400
300
200
100
0
27.3.06
9:14
Reinigung
27.3.06 28.3.06 28.3.06
17:14
1:14
9:14
28.3.06 29.3.06
17:14
1:14
29.3.06
9:14
29.3.06
17:14
30.3.06
1:14
30.3.06
9:14
30.3.06 31.3.06
17:14
1:14
Abbildung 23: Feinstaubbelastung in einem Klassenzimmer während einer Woche. Dargestellt ist die aus den LPC-Partikelanzahlmessungen berechnete Massenkonzentration
Da sich die Partikelanzahlen in den einzelnen Partikelfraktionen um mehrere Größenordnungen voneinander unterscheiden, ist es schwierig, alle Partikelfraktionen gleichzeitig direkt
grafisch darzustellen. Deshalb wurden in Abbildung 24 die Änderungen der Partikelanzahl
der verschiedenen Partikelfraktionen während der Nutzung in Form des Verhältnisses der
Partikelanzahl in der Innenraumluft zu der in der Außenluft dargestellt. Diese Darstellungsmöglichkeit wurde gewählt, da wie oben beschrieben, die prozentualen Verteilungen der Partikelanzahlen für die Außenluft und die ungestörte Innenraumluft ähnlich sind und somit die
Konzentrationsänderungen durch die Nutzung deutlich erkennbar sind. Voraussetzung ist
darüber hinaus, dass die Partikelanzahl der verschiedenen Partikelfraktionen in der Außenluft über den Tagesverlauf weitgehend konstant ist. Wenn sie sich ändert, ändert sich auch
der durch die Außenluft bestimmte Anteil in der Innenraumluft. Aufgrund der besseren Übersicht wurden in Abbildung 24 auch die 15 gemessenen Partikelfraktionen zu vier Fraktionen
zusammengefasst. In Abbildung 24 wird der Konzentrationsverlauf über einen Tag darge-
stellt. Während der schulischen Nutzung und der Reinigung nimmt die Partikelanzahl der
gröberen Partikel im Innenraum stark zu.
Die Veränderung der Feinstaubbelastung während der Nutzung kann also durch verschiedene Auswertemethoden, entweder durch Betrachtung der berechneten Partikelmasse
(Abbildung 23) oder durch Betrachtung des Quotienten der Anzahlkonzentration Innenraumluft zu Außenluft (Abbildung 24), verdeutlicht werden. Abbildung 23 und Abbildung 24 weisen
ähnliche Verläufe der Feinstaubbelastung während der Nutzung auf, sie unterscheiden sich
jedoch hinsichtlich der farbig dargestellten Partikelfraktionen.
Quotient Partikelanzahl Innenraumluft/Außenluft
350
300
0.30-1.0 µm
1.0-5.0 µm
5.0-10,0 µm
10.0-20.0 µm
Reinigung
250
200
150
Reinigung
100
50
0
27.3.06
9:57
27.3.06
17:57
28.3.06
1:57
28.3.06
9:57
28.3.06
17:57
29.3.06
1:57
29.3.06
9:57
29.3.06
17:57
30.3.06
1:57
30.3.06
9:57
30.3.06
17:57
31.3.06
1:57
Uhrzeit
Abbildung 24: Feinstaubbelastung in einem Klassenzimmer während einer Woche – Quotient von Innenraum-Anzahlkonzentration zu Außenluft-Anzahlkonzentration
Mit relativ geringem Aufwand kann die Feinstaubbelastung (PM2,5 und PM10) zeitaufgelöst
auch mit der Streulichtphotometrie erfasst werden. Abbildung 25 gibt die Ergebnisse der
Messungen in einer Schule in den Ferien und in der Schulzeit wieder. Die Schwankungen
der PM2,5- und der PM10-Konzentration in der Außenluft spiegeln sich in der Innenraumluft
nicht wider, dies ist besonders während der Ferien deutlich zu erkennen. Während des
Schulunterrichts kommt es zu deutlichen Erhöhungen, sowohl der PM10- als auch in abgeschwächtem Maße der PM2,5-Konzentration im Innenraum. Je nach Art der Nutzung konnte
auch in anderen Innenräumen (Turnhallen, Messehallen, Kindergärten, Wohnungen usw.
Abbildung 26 - Abbildung 29) eine Erhöhung der Feinstaubkonzentration während der Nutzung nachgewiesen werden. Die Höhe und die Zusammensetzung dieser Feinstäube war
A-35
stark von den Aktivitäten, den baulichen Gegebenheiten und der Quellensituation in den jeweiligen Innenräumen abhängig.
300
PM10 Außenluft
PM2,5 Außenluft
PM10 Innenraumluft
PM2,5 Innenraumluft
250
µg/m3
200
150
Ferien
100
50
18.04. 19.04. 20.04.
21.04. 22.04.
23.04.
Zeit
24.04.
25.04.
14:56
23:56
08:29
17:44
01:59
10:42
19:25
04:02
12:47
21:02
05:47
14:47
23:17
08:17
15:47
0
26.04. 27.04.
Abbildung 25: Bestimmung der PM2,5- und PM10-Konzentration in der Außenluft und in der
Innenraumluft in einer Schule mittels Streulichtfotometrie (Air Pollution Monitor
APM-2)
100
90
PM10
PM2,5
80
70
µg/m3
60
50
40
30
20
10
0
14:39 22:39 06:39 14:39 22:39 06:39 14:39 22:39 06:54 14:54 00:24 08:54 17:09 01:24 09:39
14:05.0
12.05.06
16.05.06
17.05.06
13.05.06
15.05.06
Zeit
Abbildung 26: Bestimmung der PM2,5- und PM10-Konzentration in der Innenraumluft in einer
Turnhalle mittels Streulichtfotometrie (Air Pollution Monitor APM-2)
90
80
PM10
PM2,5
70
µg/m3
60
50
40
30
20
10
0
08:40
12:40
16:40
22.05.06
20:55
01:10
05:10
09:10
12:10
23.05.06
16:10
20:10
00:10
04:10
08:25
12:25
24.05.06
Zeit
Abbildung 27: Bestimmung der PM2,5- und PM10-Konzentration in der Innenraumluft in einem Kindergarten mittels Streulichtfotometrie (Air Pollution Monitor APM-2)
A-37
200
180
PM10
PM2,5
160
140
µg/m3
120
100
80
60
40
20
0
10:30
15.05.06
10:06
10:19
16.05.06
23:21
09:21
17.05.200
18:21
03:36
18.05.06
12:36
19.05.200
Zeit
Messehalle mittels Streulichtfotometrie (Air Pollution Monitor APM-2)
45
PM10
PM2,5
40
35
µg/m3
30
25
20
15
10
5
0
13:41
21:11
19.05.06
04:56
12:41
20:11
20.05.06
Zeit
03:41
11:11
19:11
21.05.06
02:56
22.05.05
Wohnung mittels Streulichtfotometrie (Air Pollution Monitor APM-2)
Die Ergebnisse der gravimetrischen Messungen der PM2,5 Konzentration in den untersuchten
Schulen lagen in der Innenraumluft und in der Außenluft im Mittel in einem ähnlichen Bereich
(Tabelle 9). Diese Ergebnisse decken sich mit den Ergebnissen der kontinuierlichen Messverfahren bei denen es auch während des Schulbetriebes vor allem zu einer Erhöhung der
Feinstaubkonzentration im Bereich der Partikelgröße von PM2,5 bis PM10 gekommen ist. Die
höchsten PM2,5-Konzentrationen in Klassenräumen wurden Ende Januar - Anfang Februar
2006 gemessen.
A-39
Tabelle 9: Gravimetrisch bestimmte PM 2,5 -Konzentration der Innenraumluft und der Umgebungsluft von Schulen
Beginn der Untersuchung
12.12.05
16.01.06
16.01.06
23.01.06
23.01.06
30.01.06
30.01.06
06.02.06
06.02.06
13.02.06
13.02.06
20.02.06
20.02.06
06.03.06
06.03.06
13.03.06
13.03.06
20.03.06
27.03.06
27.03.06
03.04.06
03.04.06
24.04.06
24.04.06
02.05.06
02.05.06
08.05.06
08.05.06
08.05.06
15.05.06
15.05.06
15.05.06
22.05.06
22.05.06
12.06.06
12.06.06
19.06.06
19.06.06
19.06.06
26.06.06
26.06.06
03.07.06
10.07.06
95. Perzentil
Median
5. Perzentil
Mittelwert
Innenraumluft
[µg/m³]
14,3
23,3
23,6
24,3
38,4
47,4
66,2
12,3
16,3
33,9
30,3
24,5
16,4
33,7
48,8
18,9
36,8
5,2
18,1
27,5
20,8
18,12
18,09
14,62
15,13
23,29
22,72
17,41
20,33
18,70
7,56
5,58
13,32
15,97
7,89
10,72
8,19
8,89
15,13
15,13
7,87
8,49
46,92
18,1
7,6
20,8
Außenluft
[µg/m³]
18,1
29,0
27,8
42,2
45,8
93,0
100,8
19,6
27,6
46,2
Innen/Außen
0,79
0,80
0,85
0,57
0,84
0,51
0,66
0,63
0,59
0,73
7,9
29,7
11,0
13,4
36,1
34,4
35,4
6,2
4,7
11,2
16,7
17,86
19,45
12,48
11,38
18,03
18,03
18,03
3,10
0,55
3,06
4,95
5,38
13,35
12,20
10,68
10,68
10,68
11,38
11,38
9,14
11,16
50,85
16,7
5,3
22,6
1,13
2,48
1,20
0,65
1,00
0,77
0,83
1,33
1,33
0,86
0,76
3,07
0,95
0,6
1,19
1,35
0,55
1,04
0,84
3,85
2,46
1,24
1,01
0,93
1,17
1,33
1,29
1,26
0,97
A.4.4 Ergebnisse zu Messungen in einer Schule von November 2006 bis Juli 2007
Während des Schulunterrichtes stieg die PM10-Konzentration drastisch an und war deutlich
höher als die der Außenluft. Auch die PM2,5-Konzentration stieg in dieser Zeit an, aber in wesentlich geringerem Maße (Abbildung 30).
500
PM2,5-Innenraumluft
PM10-Innenraumluft
PM2,5-Außenluft
PM10-Außenluft
2 Mal pro Woche gewischt
400
µg/m3
300
200
100
0
20.11. 22.11. 23.11. 25.11. 27.11. 28.11. 30.11. 2.12. 3.12. 5.12. 7.12. 8.12. 10.12. 12.12. 13.12. 15.12. 17.12. 18.12. 20.12. 22.12. 23.12. 25.12. 27.12. 28.12.
9:07 1:07 17:08 9:08 1:08 17:08 9:08 1:08 17:08 9:08 1:08 17:08 9:08 1:08 17:08 9:08 1:08 17:08 9:08 1:08 17:08 9:08 1:08 17:08
Zeit
Abbildung 30: PM2,5- und PM10-Konzentration in der Innenraumluft und der Außenluft einer
Schule (4. Klasse) im November/Dezember 2006
In der Außenluft lag das durchschnittliche Verhältnis von PM2,5 zu PM10 im gesamten Untersuchungsabschnitt bei 0,79, wobei dieses Verhältnis im Untersuchungsabschnitt November/Dezember bei 0,70 lag. In der Innenraumluft lag während des Unterrichts das durchschnittliche Verhältnis von PM2,5 zu PM10 im Untersuchungsabschnitt November/Dezember
bei 0,17, wobei dieses Verhältnis in den anderen Untersuchungsabschnitten ähnlich war.
Bezogen auf den Unterrichtstag konnte ein charakteristischer Verlauf der PM10Konzentration festgestellt werden. Mit Beginn des Unterrichts um 7:45 Uhr nahm die PM10Konzentration bis zur großen Pause um 10:10 zu (Abbildung 31). In der Regel wurde, wie in
Abbildung 32 am Verlauf der Kohlendioxid-Konzentration zu erkennen ist, gelüftet. Parallel
nahmen die PM10- und die Kohlendioxid-Konzentration während der Pause ab. Mit der Wiederaufnahme des Unterrichts stieg die PM10- und die Kohlendioxid-Konzentration wieder an.
A-41
180
normal gereinigt
verstärkt gereinigt
160
140
µg/m3
120
100
80
60
40
20
0
0:08
2:08
4:08
6:08
8:08
10:08
12:08
14:08
16:08
18:08
20:08
22:08
Uhrzeit
Abbildung 31: Durchschnittliche tägliche PM10-Konzentration während der Unterrichtstage
(November bis Februar 2006/2007) bei normaler und verstärkter Reinigung
2500
normal gereinigt
ppm CO2
2000
1500
1000
500
0
00:04 02:04 04:04 06:04 08:04 10:04 12:04 14:04 16:04 18:04 20:04 22:04
Uhrzeit
Abbildung 32: Durchschnittliche tägliche Kohlendioxid-Konzentration während der Unterrichtstage (November bis Februar) bei normaler und verstärkter Reinigung
Auch bezüglich der Wochentage war eine Charakteristik im Verlauf der PM10- und der Kohlendioxid-Konzentration (Abbildung 33 und Abbildung 34) festzustellen. Außer am Mittwoch
wurden die Unterrichtsstunden weitestgehend von der Klassenlehrerin gehalten, die in der
Regel darauf geachtet hat, dass in der großen Pause gelüftet wurde. Am Mittwoch erfolgte
der Unterricht durch eine andere Lehrerin, die offensichtlich weniger auf das Lüften in der
großen Pause geachtet hat. Am Donnerstag war die Klasse während des Unterrichts geteilt,
so dass sich nicht alle Kinder während der gesamten Unterrichtszeit im Klassenzimmer aufhielten.
Zwischen den normal gereinigten Abschnitten (jeden zweiten Tag gewischt) und den verstärkt gereinigten (jeden Tag gewischt), gab es bezüglich der Höhe der PM10-Konzentration
keine signifikanten Unterschiede. In einem Untersuchungsabschnitt wurde das Klassenzimmer nach den Ferien überhaupt nicht gereinigt. Das Zimmer war in dieser Zeit visuell wahrnehmbar stark verunreinigt. Die PM10-Konzentration lag in dieser Zeit zwar höher, aber sie
stieg nicht entsprechend der vorliegenden Verschmutzung an.
300
normal gereinigt
250
µg/m3
200
150
100
50
0
0:08
12:08
0:08
12:08
0:08
12:08
0:08
12:08
0:08
12:08
0:08
12:08
0:08
12:08
Uhrzeit
Montag
Dienstag
Mittwoch
Donnerstag
Freitag
Abbildung 33: Durchschnittliche wöchentliche PM10-Konzentration während der Unterrichtstage (November bis Februar 2006/2007) bei normaler und verstärkter Reinigung
A-43
3000
normal gereinigt
2500
ppm CO2
2000
1500
1000
500
0
00:01 12:01 00:01 12:01 00:01 12:01 00:01 12:01 00:01 12:01 00:01 12:01 00:01 12:01
Uhrzeit
Montag
Dienstag
Mittwoch
Donnerstag
Freitag
Abbildung 34: Durchschnittliche wöchentliche Kohlendioxid-Konzentration während der Unterrichtstage (November bis Februar) bei normaler und verstärkter Reinigung
In den Wintermonaten war die PM10-Konzentration deutlich höher als in den Sommermonaten (Abbildung 35 und Abbildung 36). Auch die Höhe der Kohlendioxid-Konzentration war in
den Wintermonaten aufgrund des Lüftungsverhaltens deutlich höher als in den Sommermonaten. Dies zeigt auch der Vergleich zwischen Abbildung 30, Abbildung 35 und Abbildung
36.
350
95.Perzentil
Median
5.Perzentil
300
µg/m3
250
200
150
100
50
0
normal
verstärkt
normal
nicht
verstärkt
normal
verstärkt
normal
gereinigt gereinigt gereinigt gereinigt gereinigt gereinigt gereinigt gereinigt
Nov./Dez. Nov./Dez. Jan./Feb. Jan./Feb. Feb./März Feb./März Feb./März April/Mai
verstärkt
gereinigt
April/Mai
normal
gereinigt
Juni/Juli
verstärkt
gereinigt
Juni/Juli
Abbildung 35: Durchschnittliche PM10-Konzentration während der Unterrichtstage bei normaler und verstärkter Reinigung bzw. Nicht-Reinigung in den einzelnen Untersuchungsabschnitten
140
2000
PM10
CO2
1800
120
1600
100
1400
µg/m3
1000
60
ppm CO2
1200
80
800
600
40
400
20
200
0
0
Nov./Dez.
Jan./Feb.
Feb./März
April/Mai
Juni/Juli
Abbildung 36: Durchschnittliche PM10- sowie Kohlendioxid-Konzentration während der Unterrichtstage in den einzelnen Untersuchungsabschnitten
A-45
In Abbildung 37 ist zu erkennen, dass es während der Pfingstferien Ende Mai / Anfang Juni
zu einer Erhöhung der PM2,5- und PM10-Konzentration kam. In dieser Zeit wurden im Nebenraum des Klassenzimmers, in dem die Messungen stattfanden, Gipskartonplatten ausgewechselt. Auffällig war, dass das Verhältnis von PM2,5 zu PM10 mit 0,62 deutlich anders war
als während des Schulunterrichts. Auffällig war auch der völlig andere Verlauf der Abnahme
der PM2,5- und PM10-Konzentration zu den Zeiten, in denen keine neuen Partikel freigesetzt
wurden. Ein anderes Sonderereignis verdeutlicht Abbildung 38. An dem Wochenende vom
30.06 - 01.07 veranstaltete die Schule einen Tag der offenen Tür. Dabei wurde bei geöffneten Türen und Fenstern unter einem Vorbau der Schule gegrillt. Das Verhältnis von PM2,5 zu
PM10 zeigte mit 0,77 einen deutlichen Unterschied zum täglichen Schulbetrieb. Auch bezüglich der Abklingkurve war der Unterschied zwischen, vor und nach dem Schulunterricht klar
zu erkennen.
In Abbildung 37 und Abbildung 38 ist außerdem zu erkennen, dass an den Wochenenden
(21./22.04, 19./20.05, 16./17.06 und 14./15.07 in der Nähe des Außenluftmessplatzes gegrillt
wurde. Während des Grillens kam es zu einem starken Anstieg der PM2,5- und PM10Konzentration und nach dem Grillen zu einem schnellen Abfall der Belastung.
500
3 Mal gewischt
2 Mal gewischt
4 Mal gewischt
5 Mal gewischt
3 Mal gewischt
5 Mal gewischt
400
PM2,5 Innen
PM10 Innen
PM2,5 Außen
PM10 Außen
µg/m3
300
200
100
0
16.4.07 21.4.07 26.4.07 1.5.07
0:08
0:08
0:08
0:08
6.5.07 11.5.07 16.5.07 21.5.07 26.5.07 31.5.07 5.6.07
0:08
0:08
0:08
0:08
0:08
0:08
0:08
Zeit
Schule
500
PM2,5 Innen
PM10 Innen
PM2,5 Außen
PM10 Außen
400
3 Mal gewischt
2 Mal gewischt
3 Mal gewischt
5 Mal gewischt
5 Mal gewischt
5 Mal gewischt
µg/m3
300
200
100
0
10.6.07 13.6.07 16.6.07 20.6.07 23.6.07 26.6.07 30.6.07 3.7.07 6.7.07 10.7.07 13.7.07 16.7.07 20.7.07 23.7.07
0:08
8:08 16:08 0:08
8:08 16:08 0:08
8:08 16:08 0:08
8:08 16:08 0:08
8:08
Zeit
Schule
A-47
B Untersuchung des LGL in Bayern
(modifiziert nach Fromme et al. 2006a, 2007, Twardella et al. 2007)
B.1 Auswahl und Charakterisierung der Messorte
Die erste Messperiode (Wintermessung) erfolgte vom 02.12.2004 bis zum 16.3.2005 und die
zweite Messperiode (Sommermessung) vom 02.5.2005 bis zum 28.7.2005. In die Sommerund Wintermessung sollten jeweils möglichst die gleichen Räume einbezogen werden. Die
hier dargestellten Ergebnisse zur Messung der partikulären Luftschadstoffe sind Teil einer
größer angelegten Studie zur Qualität der Innenraumluft von Schulen, bei der zudem die
flüchtigen organischen Substanzen und Carbonylverbindungen in der Raumluft sowie die
Katzenallergene und Endotoxine im Fußbodenstaub bestimmt wurden.
Insgesamt erklärten sich 46 Schulen bereit, an der Untersuchung teilzunehmen. In 38 der
Schulen konnten sowohl im Winter als auch im Sommer Messungen durchgeführt werden.
Die Schulen verteilten sich mit 60 % auf den nördlichen Teil der Stadt München und 40 %
auf den Landkreis Dachau (33 % Stadt Dachau, 67 % Landkreis Dachau). Bei 12 Schulen
handelte es sich um Grundschulen mit einer durchschnittlichen Unterrichtszeit von 3-5 Stunden, bei 22 um Haupt/Realschulen mit einer durchschnittlichen Unterrichtszeit von 4-6 Stunden, bei 10 um Gymnasien mit einer durchschnittlichen Unterrichtszeit von 5-6 Stunden und
bei 2 um Förderschulen mit einer durchschnittlichen Unterrichtszeit von 3-6 Stunden. In allen
Schulen konnten 2 Klassenräume gemessen werden.
17 Schulen (37 %) wurden im Zeitraum von 1950-1975 errichtet, im Zeitraum von 1975-1990
wurden 10 Schulen (22 %) gebaut und von 1990-2005 weitere 5 Schulen (11 %). Vor 1930
wurden 14 Schulen (30 %) erbaut, eine Schule ist in einem Kloster entstanden, dessen
Gründungszeit auf das Jahr 1120 datiert werden kann. Bei 75 % der Schulen handelt es sich
um Stein/Ziegelbauten und 25 % wurden aus Beton/Stahlbeton bzw. in Plattenbauweise errichtet.
In jedem Klassenraum wurde ein Schultag lang (Unterrichtsbeginn bis Unterrichtsende) gemessen. Die für die Messungen erforderlichen Geräte wurden morgens vor Unterrichtsbeginn von Studienmitarbeitern aufgebaut und in Betrieb gesetzt und nach Unterrichtsende
wieder abgebaut.
B-1
Um die Randbedingungen der Probenahme, die Kenngrößen der Raumarchitektur und Meteorologie und ggf. bedeutsame Einfluss- und Störfaktoren abschätzen zu können, wurde ein
entsprechender Erfassungsbogen erarbeitet, der in einer kleineren Voruntersuchung auf seine Brauchbarkeit getestet wurde. Dieses Messprotokoll für Innenraumluftmessungen wurde
von Studienmitarbeitern zu Beginn der einzelnen Messtermine ausgefüllt. Weiterhin wurde
zu jedem Messtermin ein Erfassungsformular Gebäude/Wohnumfeld von Studienmitarbeitern
ausgefüllt.
Darüber hinaus wurden die in den gemessenen Klassenräumen unterrichtenden Lehrer gebeten an dem Messtermin einen standardisierten Erhebungsbogen auszufüllen. In diesem
Bogen wurden die Anzahl der Personen im Raum und die Lüftungsbedingungen während jeder Unterrichtsstunde bzw. den Pausen erfragt.
B.2 Messmethoden
B.2.1 Bestimmung von PM-Fraktionen mittels Aerosolspektrometer
Zur kontinuierlichen Bestimmung der Partikelmasse von Stäuben in der Luft wurde ein tragbares Aerosolspektrometer der Firma GRIMM (Ainring, Deutschland) eingesetzt. Dabei handelt es sich um ein Messgerät der Modellreihe 1.108. Die Messwerte können als Massenkonzentration in der Einheit µg/m³ oder als Partikelanzahlkonzentration in der Einheit Partikel/Liter erfasst werden. Das Grimm-Gerät erlaubt Einzelpartikelzählung und eine Größenklassifizierung in Echtzeit. Der Messbereich des Aerosolspektrometers 1.108 reicht von 0,3
bis >20 µm, die Massenkonzentration kann theoretisch in einem Bereich von 1 bis
>100.000 µg/m³ erfasst werden. Die Partikelzählung ist für den Bereich bis 2.000.000 Partikel/l möglich
B.2.2 Gravimetrische Bestimmung von PM2.5 mittels Filtersammlung
Zur gravimetrischen Bestimmung der PM2,5-Konzentration in Innenräumen wurden zwei
Kleinfiltergeräte Typ MVS 6.1 der Firma Derenda (Teltow, Deutschland) eingesetzt. PM2,5
beschreibt die Partikel, die einen größenselektierten Lufteinlass (PM2,5 – Probenahmekopf)
passieren, der für einen aerodynamischen Durchmesser von 2,5 µm einen Abscheidegrad
von 50 % aufweist. Das Gerät ermöglicht einen geregelten Betrieb für die Luftdurchsätze 2,0
bis 5,5 m³/h bzw. Nm³/h in Schritten von 0,01 m³/ h bzw. Nm³/h. Der Luftdurchsatz wurde bei
allen im Rahmen der Studie durchgeführten Messungen auf 2,3 Betriebs-m³ je Stunde eingestellt.
B-2 Bayerisches Landesamt für Gesundheit und Lebensmittelsicherheit
Im Messbetrieb wurde PM2,5 gravimetrisch über einen Messzeitraum von ca. 300 min. erfasst. Täglich wurden die Daten (Zeitdauer, Volumenstrom) ausgelesen und zur weiteren
Auswertung gespeichert und im Messprotokoll erfasst.
Die PM2,5 -Fraktion wurde mit 47 mm - Glasfaserfiltern gravimetrisch bestimmt. Dazu wurden
die Filter vor der Messung konditioniert, gewogen sowie die Wägeraumbedingungen (entsprechend DIN/EN 12341) und Filtergewichte protokollarisch erfasst.
B.2.3 Messmethode der Partikelanzahlkonzentration
Partikelanzahl, -oberfläche und –volumen wurden mit dem Scanning Mobility Particle Sizer™
(SMPS™) Spektrometer, Modell 3034, der Firma TSI gemessen. Das SMPS erfasst Partikel
mit einem elektrischen Mobilitätsdurchmesser von 0,01 bis 0,487 µm. Die Trennung der Partikel unterschiedlicher Größe erfolgt auf Basis ihrer Beweglichkeit im elektrischen Feld. Die
aufgefangenen Partikel werden in dem SMPS durch ein elektrisches Feld geschickt, wo die
Partikel unterschiedlicher Größe nach einem bekannten Verhältnis zwischen Größe und elektrischer Feldstärke aufgetrennt werden. So wird der elektrische Mobilitätsdurchmesser
bestimmt.
Nach der Auftrennung werden die Partikel gezählt, in dem sie durch eine Laserquelle geschickt werden und das hierbei abgelenkte Licht erfasst wird. Um die Sichtbarkeit der Partikel zu verbessern, werden sie davor mit Butylalkohol-Dampf vermischt, wobei Dampf an den
Partikeln kondensiert und diese damit zu einer erkennbaren Größe anwachsen.
Die Konzentrationsbestimmung erfolgt jeweils für Partikel definierter Größenkategorien, so
genannter Kanäle (channels). Die Kanäle sind so definiert, dass sie auf der logarithmischen
Skala den selben Abstand und die selbe Breite haben (sie sind logarithmisch äquidistant).
Eine Differenz um den Faktor 10 wird auf der logarithmischen Skala Dekade genannt. Bei
dem in der Untersuchung eingesetzten Gerät sind innerhalb einer Dekade (z.B. zwischen 10
nm und 100 nm) 32 Kanäle angelegt. Insgesamt umfasst das Gerät 54 Kanäle.
Nach erfolgter Zählung wird die Anzahlkonzentration berechnet, wobei Korrekturfaktoren für
Luftdruck und Temperatur berücksichtigt werden. Von der zugehörigen Software wird weiterhin die Oberflächen-, Volumen- und Massenkonzentration bestimmt. Hierbei handelt es sich
nicht um gemessene Werte sondern um Werte, die aus der Partikelgröße unter Annahme eines kugelförmigen Körpers und einer Dichte von 1,2 g/cm³ berechnet werden.
B-3
Mit dem SMPS ist eine kontinuierliche Messung der Partikel über mehrere Stunden möglich.
Die Erfassung eines gesamten Partikelgrößenspektrums dauert 3 Minuten, nach erfolgtem
Scan werden die Messergebnisse abgespeichert.
Für einen Scan wird die Gesamt-Anzahl-Konzentration, also die Anzahl-Konzentration über
alle Kanäle hinweg bestimmt, des gleichen die Gesamt-Oberflächen-Konzentration und die
Gesamt-Volumen-Konzentration. Gleichzeitig werden für die einzelnen Kanäle (also Größenklassen der Partikel) gewichtete Anzahl-Konzentrationen, Oberflächen-Konzentrationen und
Volumen-Konzentrationen bestimmt. Der Wichtungsfaktor ist jeweils die Breite des logarithmierten Partikelgrößenintervalls (= geometrische Breite des Intervalls, dlogDp). Aufgrund der
logarithmisch äquidistanten Aufteilung der Kanäle ist dieser Wichtungsfaktor konstant und
entspricht der Inversen der Auflösung des Gerätes, also im Falle des SMPS 3034 (bei der
Auflösung von 32 Kanälen pro Dekade) der Zahl 1/32. Die Normierung der Messwerte auf
die Kanalbreite ermöglicht den Vergleich von Ergebnissen verschiedener Messgeräte, auch
wenn die Auflösung (Anzahl an Kanälen pro Dekade und damit verbunden die Kanalbreite)
unterschiedlich ist.
B.3 Ergebnisse von Messungen in Schulen
B.3.1 Ergebnisse zur Partikelmasse in der Wintermessperiode
Die statistischen Kennwerte für die beiden angewandten Messmethoden (gravimetrisch und
kontinuierlich; siehe Methodenteil) sind in der folgenden Tabelle 10 zusammengefasst. Bei
Vergleich der beiden Verfahren ist zu bedenken, dass bei dem gravimetrischen Messverfahren Ergebnisse für die gesamt Messdauer angegeben werden. Ein selektives Löschen von
Zeiten, zu denen Schüler nicht anwesend sind, ist hier also nicht möglich. Den Ergebnissen
der gravimetrischen Messung werden aus diesem Grunde Ergebnisse der kontinuierlichen
Messung für den gesamten Messzeitraum, und nicht, wie in den übrigen Auswertungen, Ergebnisse für die Unterrichtszeit gegenübergestellt.
Mit dem gravimetrischen Messverfahren ergaben sich in der Regel höhere Partikelmassenkonzentrationen als mit dem kontinuierlichen Messverfahren, selbst wenn für diesen Vergleich dieselben Klassenräume und dieselbe Messzeit zugrunde gelegt wurde. Während sich
die im Verlauf eines Schultages gemessenen PM2,5-Gehalte beim gravimetrischen Verfahren
zwischen 4,3 und 73,1 µg/m³ bewegten, lagen sie unter Zugrundelegung des kontinuierlichen
Messverfahren zwischen 2,5 und 79,1 µg/m³.
Tabelle 10: Vergleich der Messwerte gewonnen mit gravimetrischer und kontinuierlicher (Tagesmedian) Messung (in µg/m³)
Wintermessungen
Methode
Anzahl
gravimetrisch
40
Sommermessungen
kontinuierlich gravimetrisch
40
49
kontinuierlich
49
Mittelwert
37,7
29,3
22,1
13,5
Stdabw.
15,7
16,5
8,1
5,4
Minimum
4,3
2,5
9,8
4,0
Maximum
73,1
79,1
55,1
26,2
5. Perzentil
8,6
10,1
13,2
5,2
10. Perzentil
19,8
12,4
14,6
6,3
25. Perzentil
29,1
16,1
17,6
10,2
Median
36,6
26,8
20,2
13,3
75. Perzentil
46,7
42,4
23.6
17,5
90. Perzentil
60,5
48,7
30,9
20,9
95. Perzentil
65,3
54,9
39,0
21,1
Werden nur die Unterrichtszeiten berücksichtigt, liegen die mit der kontinuierlichen Messmethode erfassten Partikelmassekonzentrationen im Median bei 19,8 µg/m³ (PM2,5), 63,4 µg/m³
(PM4) und 91,5 µg/m³ (PM10) (Tabelle 11).
Für PM10 ergaben sich Tagesmedianwerte im Bereich von 16 bis 313 µg/m³, die für die einzelnen Schulräume in der Abbildung 39 in ansteigender Reihung zusammengestellt sind. In
der Abbildung 40 sind darüber hinaus die Tagesmediane der kontinuierlichen PM2,5Messungen grafisch dargestellt.
In der Wintermessperiode ergab sich eine statistisch signifikante Korrelation (siehe Tabelle
12) zwischen der Raumluftfeuchte und der kontinuierlich gemessenen PM2,5-Konzentration.
Unter Annahme eines linearen Zusammenhanges geht der Anstieg der Raumluftfeuchte um
10% mit einem Rückgang der PM2,5-Konzentration um 6,4 µg/m³ einher. In einer zusätzlichen
Analyse zeigte sich, dass die Raumluftfeuchte auch mit der PM1-Konzentration korreliert ist.
Die Raumluftfeuchte ist jedoch nicht mit der Konzentration größerer Partikel (PM10) verbunden.
B-5
Tabelle 11: Statistische Kennwerte für unterschiedliche Partikelfraktionen mit dem kontinuierlichen Messverfahren in der Wintermessperiode (in µg/m³)
Tagesmediane
PM2,5
PM4
Anzahl
79
79
Mittelwert
23,0
71,9
Stdabw.
14,7
Minimum
Maximum
Einzelmesswerte
PM10
PM1
PM2,5
22.849
22.849
22.849
105,0
12,7
22,5
105,1
40,6
53,2
-
-
-
2,7
12,3
16,3
0,6
1,2
2,6
80,8
243,8
313,2
819
2.351
3.779
5. Perzentil
6,7
17,7
32,5
-
-
-
10. Perzentil
8,3
27,2
43,2
2,7
6,5
28,2
25. Perzentil
12,0
42,9
71,3
4,2
10,6
54,3
Median
19,8
63,4
91,5
7,4
18,2
89,2
75. Perzentil
29,2
99,7
136,9
17,8
29,6
139,2
90. Perzentil
44,9
120,0
168,8
31,3
45,5
199,8
95. Perzentil
52,2
142,4
208,4
-
-
-
79
PM10
350
Tagesmedian PM10 (µg/m³)
300
250
200
150
100
50
0
Klassenräume
Abbildung 39: Tagesmediane der kontinuierlichen PM10-Messungen in Klassenräumen in
der Wintermessperiode
Tagesmedian PM2,5 (µg/m³)
100
80
60
40
20
0
Klassenräume
Abbildung 40: Tagesmediane der kontinuierlichen PM2,5-Messungen in Klassenräumen in
B-7
Tabelle 12: Korrelation verschiedener Parameter mit der Partikelmasse in den Klassenräumen, Wintermessung
PM2,5
PM10
PM2,5
kontinuierlich
kontinuierlich
gravimetrisch
Spearman Rangkorrelation (p-Wert)
Raumluftfeuchte (%)
-0,32 (0,004)*
-0,09 (0,42)
-0,14 (0,38)
Innenraum-Temperatur (°C)
0,05 (0,67)
0,12 (0,30)
0,03 (0,85)
Anzahl Nutzer
0,13 (0,24)
0,37 (0,0007)*
0,20 (0,21)
Fußbodenoberfläche (m²)
-0,08 (0,46)
-0,30 (0,007*)
-0,44 (0,003)*
Raumvolumen (m³)
-0,16 (0,17)
-0,25 (0,02)*
-0,38 (0,01)*
Volumen / Nutzer (m³)
-0,19 (0,09)
-0,41 (0,0002)*
-0,39 (0,01)*
CO2-Innenraumluftgehalt
0,12 (0,28)
0,27 (0,02)*
0,28 (0,08)
Wilcoxon Rangsummentest, χ² (p-Wert)
Bodenbelag (Teppich vs. glatt)
Klassenstufe (3 Kategorien)
1,44 (0,23)
21,80 (<0,0001)*
1,32 (0,25)
34,06 (<0,0001)*
0,24 (0,62)
11,14 (0,004)*
* statistisch signifikant mit p < 0,05
B.3.2 Ergebnisse zur Partikelmasse in der Sommermessperiode
Werden nur die Unterrichtszeiten berücksichtigt, liegen die mit der kontinuierlichen Messmethode erfassten Partikelmassenkonzentrationen in der Sommermessperiode in einem Klassenraum im Mittel bei 13,5 µg/m³ (PM2,5), bei 44,8 µg/m³ (PM4) und bei 71,1 µg/m³ (PM10)
(Tabelle 13).
Für den PM10 ergaben sich Tagesmedianwerte im Bereich von 18,3 bis 178,4 µg/m³, die für
die einzelnen Schulräume in der Abbildung 41 in ansteigender Reihung zusammengestellt
sind. In der Abbildung 42 sind darüber hinaus die Tagesmediane der kontinuierlichen PM2,5Messungen grafisch dargestellt.
Zwischen den Sommer-Ergebnissen der kontinuierlich gemessenen PM2,5- und PM10Messungen und der gravimetrisch gemessenen PM2,5 und der Personenbelegung, der Innenraumtemperatur, der Personenzahl im Raum, dem Raumvolumen und der Raumfläche ließen sich in der Sommermessperiode keine statistisch signifikanten Korrelationen finden
(Tabelle 14). Lediglich zwischen dem kontinuierlich gemessenen PM2,5 und der Feuchte (r =
0,24, p = 0,04) ergab sich eine signifikante Korrelation. Unter Annahme eines linearen Zusammenhangs zwischen Feuchte und PM2,5 -Konzentration steigt der PM2,5-Gehalt um
1,7 µg/m³ bei einem Anstieg der Luftfeuchte um 10 %. Weiterhin konnte eine signifikante
Korrelation zwischen dem gravimetrisch bestimmten PM2,5 und der Temperatur (r = 0,34, p =
0,02) beobachtet werden, hinter der jedoch kein linearer Zusammenhang liegt.
Die kontinuierlich gemessenen PM2,5- und PM10-Konzentrationen zeigten eine signifikante
Korrelation mit den CO2-Gehalten (r = 0,25, p = 0,03 bzw. r = 0,57, p < 0,001). Allerdings lag
das Bestimmtheitsmaß nur bei R² = 0,29. Bei Annahme eines linearen Zusammenhangs geht
ein Anstieg der CO2-Konzentration um 100 ppm mit einem Anstieg des PM2,5-Gehaltes um
0,49 µg/m³ und des PM10-Gehaltes um 5,76 µg/m³ einher. Kein Zusammenhang war zwischen den Kohlendioxidgehalten und den Ergebnissen der gravimetrischen PM2,5Messungen erkennbar.
Tabelle 13: Statistische Kennwerte für unterschiedliche Partikelfraktionen mit dem kontinuierlichen Messverfahren in der Sommermessperiode (in µg/m³)
Tagesmediane
Einzelmessungen
PM2,5
PM4
PM10
PM1
PM2,5
PM10
Anzahl
74
74
74
22.003
22.003
22.003
Mittelwert
13,5
44,8
71,1
7,1
13,5
74,6
Stdabw.
5,6
22,4
36,6
-
-
-
Minimum
4,6
15,5
18,3
0,6
1,2
2,4
Maximum
34,8
121,5
178,4
92,2
165,9
5. Perzentil
5,6
18,8
29,2
-
-
10. Perzentil
7,1
20,0
31,8
2,7
5,4
18,0
25. Perzentil
9,6
28,2
42,7
3,9
8,3
32,8
Median
12,7
42,9
64,9
6,2
11,9
58,3
75. Perzentil
17,6
54,5
87,8
8,8
17,8
97,0
90. Perzentil
20,9
76,6
124,1
13,1
22,3
150,4
95. Perzentil
22,3
88,0
144,8
-
-
-
1.758
-
B-9
Tagesmedian PM 10 (µg/m³)
300
200
100
0
Abbildung 41: Tagesmediane der kontinuierlichen PM10-Messungen in Klassenräumen in
der Sommermessperiode
Tagesmedian PM 2,5 (µg/m³)
100
80
60
40
20
0
Klassenräume
Abbildung 42: Tagesmediane der kontinuierlichen PM2,5-Messungen in Klassenräumen in
der Sommermessperiode
Tabelle 14: Korrelation verschiedener Parameter mit der Partikelmasse in den Klassenräumen, Sommermessung
PM2,5
PM2,5
PM10
kontinuierlich
gravimetrisch
Spearman Rangkorrelation (p-Wert)
Raumluftfeuchte (%)
0,24 (0,04)*
-0,06 (0,63)
-0,04 (0,79)
Innenraum-Temperatur (°C)
0,19 (0,10)
-0,02 (0,89)
Anzahl Nutzer
0,11 (0,34)
0,20 (0,09)
-0,02 (0,90)
Fußbodenoberfläche (m²)
0,01 (0,94)
-0,08 (0,48)
0,17 (0,25)
Raumvolumen (m³)
0,14 (0,22)
0,15 (0,22)
0,20 (0,16)
Volumen / Nutzer (m³)
0,02 (0,84)
-0,02 (0,87)
0,12 (0,41)
CO2-Innenraumluftgehalt
0,25 (0,03*)
0,57 (<0,0001)*
0,14 (0,35)
0,34 (0,02)*
Wilcoxon Rangsummentest, χ² (p-Wert)
Bodenbelag (Teppich vs. glatt)
Klassenstufe (3 Kategorien)
0,01 (0,96)
22,7 (<0,0001)*
0,30 (0,59)
2,10 (0,15)
25,1 (<0,0001)*
5,33 (0,07)
* statistisch signifikant mit p < 0,05
B.3.3 Zusammenfassende Ergebnisse über beide Messperioden
Die Ergebnisse aus beiden Messperioden machen deutlich, dass in der Sommermessperiode mit PM10-Medianwerten von 65 µg/m³ (18 - 178 µg/m³) niedrigere Gehalte in den Schulen
gemessen wurden als in der Wintermessperiode, wo sie noch bei 92 µg/m³ (16 - 313 µg/m³)
lagen.
In insgesamt 58 Schulräumen konnten sowohl in der Winter- als auch in der Sommermessperiode Untersuchungen durchgeführt werden. Betrachtet man die Reduktion für jeden einzelnen Klassenraum, wird deutlich, dass für 74% (bezogen auf PM10) bzw. 78% (bezogen
auf PM2,5) der Klassenräume ein Rückgang der Gehalte zu beobachten ist. Werden alle
Klassenräume zusammen betrachtet, liegt der Rückgang im Median bei ca. 36% (PM10) bzw.
35% (PM2,5). Im Durchschnitt liegt die PM2,5-Konzentration in Sommer um 10,4 µg/m³ (95%
Konfidenzintervall: 6,3 bis 14,4) und die PM10-Konzentration um 31.8 µg/m³ (95% Konfidenzintervall: 20,0 bis 43,5) niedriger als im Winter.
Keine Unterschiede fanden sich bei den Feinstaubgehalten (PM2,5 und PM10) in der Luft von
Klassenräumen mit einem glatten Bodenbelag (Linoleum oder Holz) und solchen mit Tep-
B-11
pichböden. Zu berücksichtigen ist hierbei jedoch, dass lediglich 7 Schulräume mit Teppichböden in die Untersuchung einbezogen wurden.
Statistisch signifikante Unterschiede zeigten sich aber in den Feinstaubgehalten für die verschiedenen Klassenstufen. So ließen sich insbesondere in den Grundschulklassen deutlich
höhere Feinstaubgehalte finden als in den Klassenräumen von weiterführenden Schulen
(siehe beispielhaft die Ergebnisse der Wintermessungen in der Abbildung 43 und Abbildung
44). Während sich die medianen PM10-Gehalte in den Grundschulklassenräumen zwischen
67 und 313 µg/m³ (Median: 142 µg/m³) bewegten, lagen sie in den Schulräumen der Klassenstufen 8 - 11 nur zwischen 27 und 124 µg/m³ (Median: 72 µg/m³). Die Unterschiede zwischen den drei Gruppen waren im Kruskal-Wallis Test statistisch signifikant. Keine Unterschiede zeigten die Schulformen hingegen in der Klassengröße und dem Raumvolumen.
Auch die Anzahl der Schüler in den Klassenräumen war mit durchschnittlich 20 bis 21 annähernd gleich. In der Sommermessperiode ließ sich der gleiche Zusammenhang finden.
350
Median: 142 µg/m³
Median: 88 µg/m³
Median: 72 µg/m³
300
250
200
150
100
50
0
Klasse 1-4
Klasse 5-7
Klasse 8-11
Abbildung 43: Tagesmediane der PM10-Messungen in unterschiedlichen Klassenstufen in
350
N = 26
N = 27
Klasse 1-4
Klasse 5-7
N = 26
300
250
200
150
100
50
0
Klasse 8-11
Abbildung 44: Verteilung der PM10 –Gehalte nach Klassenstufen in der Wintermessperiode
B.3.4 Ergebnisse zur Partikelanzahlkonzentration
In der Sommermessperiode wurde auch die Partikelanzahlkonzentration bestimmt. In der
folgenden Tabelle 15 sind die statistischen Kennwerte zu den Messungen der Partikelanzahlkonzentration, der Partikeloberfläche und dem Partikelvolumen zusammengestellt. Zu
Grunde liegen die medianen Messwerten der Gesamtergebnisse über alle erfassten Partikelgrößen hinweg aus den einzelnen Klassenräumen. Die mediane Gesamtpartikelanzahl
lag bei 5.660 Partikel/cm³, die mediane Gesamtpartikeloberfläche bei 161 µm²/cm³ und das
mediane Gesamtpartikelvolumen bei 5,1 µm³/cm³.
B-13
Tabelle 15: Statistische Kennwerte der objektbezogenen Konzentrationen der Partikelanzahl, -oberfläche und des -volumens in Schulinnenräumen in der Sommermessperiode
Anzahl*
Partikelanzahl
(n/cm³)
36
Partikeloberfläche
(µm²/cm³)
36
Partikelvolumen
(µm³/cm³)
36
Mittelwert
6.509
175,7
5,44
Standardabw.
2.572
81,4
2,69
Minimum
2.622
49,9
1,33
Maximum
12.145
342,0
10,95
5. Perzentil
2.654
79,2
2,14
10. Perzentil
3.873
86,0
2,54
25. Perzentil
4.541
105,4
3,08
Median
5.660
161,2
5,10
75. Perzentil
8.527
231,7
6,76
90. Perzentil
10.566
313,8
10,16
95. Perzentil
11.062
325,9
10,60
*: Tagesmediane der dreiminütige Messungen je Klassenraum
In der Abbildung 45 ist für jeden einzelnen Klassenraum der Median, das Minimum und das
Maximum der Gesamt-Partikelanzahlkonzentration während der Unterrichtszeit aufgeführt.
Aus der Darstellung wird deutlich, dass sich die Tagesmediane der Partikelanzahlkonzentrationen während der Unterrichtszeit in den jeweiligen Räumen zwischen ca. 2.622 Partikel/cm³ bis 12.145 Partikel/cm³ bewegten.
Die 3-minütigen Einzelmessungen hatten dabei eine Spannweite von 1.981 Partikel/cm³ bis
25.501 Partikel/cm³. Die Tagesmediane der Gesamt-Partikeloberfläche bzw. des -volumens
bewegten sich in einem Messbereich von 42 bis 723 µm²/cm³ bzw. von 1,13 bis
23,6 µm³/cm³.
Gesamtpartikelanzahlkonzentration (n/cm³)
25000
20000
15000
10000
5000
Klassenräume
Abbildung 45: Minima, Tagesmediane und Maxima der Partikelanzahlkonzentrationen in
den einzelnen Klassenräumen in der Sommermessperiode
In den folgenden drei Abbildungen sind für die Partikelanzahlkonzentration, die Partikeloberfläche und das Partikelvolumen typische Verteilungskurven (Mediane der Parameter in einem Klassenraum) über den Messbereich des SMPS dargestellt. Es ist zu erkennen, dass
die Verteilung der Partikelanzahlkonzentration nach elektrischem Mobilitätsdurchmesser in
den einzelnen Klassenräumen recht unterschiedlich ausfällt (Abbildung 46). Zum Teil sind
Verteilungen mit 2 Hochpunkten zu beobachten, ein Hochpunkt in etwa zwischen 10 nm und
20 nm und ein weiterer Hochpunkt zwischen 40 nm und 100 nm. Diese Zweigipfligkeit würde
auf 2 unterschiedliche Quellen der Partikel schließen lassen. In anderen Räumen findet sich
nur der erste oder nur der zweite Gipfel, was auf eine Hauptquelle für Partikel hinweisen
könnte. In manchen Klassenräumen bewegt sich die Anzahlkonzentration durchgehend auf
niedrigem Niveau.
In Abbildung 47 und Abbildung 48 sind Ergebnisse hinsichtlich Partikeloberflächenkonzentration und Partikelvolumenkonzentration aus denselben Klassenräumen angegeben. Es wird
deutlich, dass kleine Partikel nur sehr geringfügig zur Oberflächen- und Volumenkonzentration beitragen. In allen Klassenräumen liegen die Hochpunkte der Kurven zwischen 100 nm
und 300 nm bzw. 200 bis 300 nm elektrischer Mobilitätsdurchmesser.
B-15
12
Klasse 1d
Klasse 3b
Klasse 21a
Klasse 27a
Klasse 29b
Klasse 36b
Klasse 39a
dN/dlogDp (Anzahl/cm³)[e3]
10
8
6
4
2
0
10
100
Electrical Mobility Diameter (nm)
Abbildung 46: Verteilung der Partikelanzahlkonzentrationen (Median) nach dem Mobilitätsdurchmesser in 7 Klassenräumen
7
Klasse 1d
Klasse 3b
Klasse 21a
Klasse 27a
Klasse 29b
Klasse 36b
Klasse 39a
dS/dlogDp (nm²/cm³) [e8]
6
5
4
3
2
1
0
10
100
Electrical Mobility Diameter
Abbildung 47: Verteilung der Partikeloberfläche (Median) nach dem Mobilitätsdurchmesser
in 7 Klassenräumen
3,0
Klasse 1d
Klasse 3b
Klasse 21a
Klasse 27a
Klasse 29b
Klasse 36b
Klasse 39a
dV/dlogDp (nm³/cm³)[e10]
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
10
100
Electrical Mobility Diameter
Abbildung 48: Verteilung des Partikelvolumens (Median) nach dem Mobilitätsdurchmesser
in 7 Klassenräumen
B-17
C Untersuchungen des ILAT Berlin
(modifiziert nach Fromme et al. 2002, Lahrz et al. 2003, Fromme et al. 2005)
C.1 Auswahl und Charakterisierung der Messorte
Vom Oktober 2000 bis zum April 2001 wurden 74 Kindertagesstätten im Berliner Stadtgebiet
untersucht. Die Einrichtungen lagen in den Bezirken Charlottenburg-Wilmersdorf, Lichtenberg, Mitte, Neukölln, Pankow, Tempelhof-Schöneberg, Treptow-Köpenick (siehe Abbildung
49).
Im September 2002 bis zum Februar 2003 konnten in 33 Berliner Schulen im Stadtgebiet
Feinstäube gemessen werden. Die Einrichtungen lagen in den Bezirken CharlottenburgWilmersdorf, Spandau, Tempelhof-Schöneberg, Lichtenberg, Mitte, Pankow, TreptowKöpenick (siehe Abbildung 49).
In zwei Messperioden im Dezember 1997 bis März 1998 und im Februar 2000 bis Juni 2000
wurde in insgesamt 123 Berliner Wohnungen (62 im Jahr 1997/98 und 61 im Jahr 2000) der
luftgetragene Feinstaub bestimmt. Die Untersuchungen der Wohnungen wurden jeweils in
einem eng umgrenzten Bereich im Berliner Bezirk Steglitz durchgeführt. Es handelt sich um
ein Gebiet, das sich dadurch auszeichnet, dass es sowohl stark befahrene als auch verkehrsberuhigte Straßenzüge mit erheblichen Unterschieden in der durchschnittlichen täglichen Verkehrsbelastung aufweist. Außerdem wurde darauf geachtet, dass die Straßenzüge
möglichst eine für die Berliner Innenstadt typische geschlossene Randbebauung (Straßenschluchten) aufweisen.
Messungen in der Außenluft wurden nur in der 61 Wohnungen umfassenden Steglitzer Untersuchung vom Februar 2000 bis Juni 2000 durchgeführt. Hierbei wurde der Feinstaub vor
dem Fenster bzw. auf dem Balkon der Wohnungen untersucht. Grundsätzlich wurden nur
Fenster bzw. Balkone ausgewählt, die zur Straße der Wohnanschrift lagen.
C-1
Abbildung 49: Untersuchungsgebiete in Berlin (Schulen links, Kindertagesstätten rechts)
C.2 Messmethoden
C.2.1 Gravimetrische Bestimmung von alveolengängigem Staub (PM4 ) durch Filtersammlung
Für die Probenahme des alveolengängigen Feinstaubes, des Dieselrußes (EC, TC, OC) aus
der Luft wurde das mobile Staubprobenahmesystem GRAVIKON PM 4 (Firma Ströhlein)
eingesetzt. Das Sammeln des Feinstaubes erfolgte über einen speziellen Probenahmekopf,
der den Anforderungen der Johannesburger Konvention entspricht und einen cut - off Punkt
von 7,1 µm hat. Es handelt sich definitionsgemäß um eine Partikelverteilung, die weitgehend
mit der alveolengängigen Fraktion der DIN EN 481 bzw. der respirable particulate matter
(RPM) der ACGHI übereinstimmt. Der Staub wurde auf einem Quarzfaserfilter (Munktell MK
360) über eine Probenahmezeit von 7 bis 8 Stunden (28 - 32 m³) im Verlauf des Messtages
gesammelt. Die Filter wurden vor der Probenahme mindestens 5 Stunden bei 800 °C geglüht
und bis zur Gewichtskonstanz gelagert. Die Bestimmung der Feinstaubmasse nach der Probenahme erfolgte gravimetrisch unter gleichen Bedingungen.
C.2.2 Bestimmung des elementaren und organischen Kohlenstoffs im PM4
Grundlage des Verfahrens gemäß VDI - Richtlinie 2465, Blatt 2 [VDI 1999] ist die Bestimmung des Kohlenstoffs durch thermische Desorption der organischen Verbindungen in einem sauerstofffreien Inertgasstrom und anschließende Verbrennung des im Feinstaub vorhandenen elementaren Kohlenstoffs (EC) im Sauerstoffstrom. Bei dem Verfahren wird die
C-2 Bayerisches Landesamt für Gesundheit und Lebensmittelsicherheit
höhere thermische Stabilität von EC im Vergleich zu der von organischen Kohlenstoffverbindungen ausgenutzt.
Zur Vermeidung einer Überbestimmung des elementaren Kohlenstoffs durch pyrolytische
Umwandlung organischer Bestandteile des Feinstaubes wird vor der Thermodesorption ein
zusätzlicher Extraktionsschritt in Anlehnung an die VDI - Richtlinie 2465, Blatt 1 (siehe Methode A) (VDI 1996), durchgeführt. Dabei wird eine Teilprobe des Filters mit einem Lösemittelgemisch aus Toluol und iso - Propanol (1 + 1) vorbehandelt. Danach erfolgt die Messung
wie weiter beschrieben.
Hierdurch wird ein Vergleich der Methoden mit und ohne vorherige Extraktion ermöglicht.
Kern der Analyseneinheit ist ein Quarzrohr, welches in zwei Öfen eingebettet ist. Im Ofen I
findet die thermische Behandlung und Verbrennung der Probe statt, im Ofen II befindet sich
eine Katalysatormasse aus Kupfer- und Cer - IV - Oxid, die für eine vollständige Verbrennung der aus der Probe freigesetzten Produkte zu CO2 sorgt. Der aus dem Quarzrohr austretende Abgasstrom wird kontinuierlich mit einem NDIR - Detektor auf seinen Gehalt an CO2
analysiert.
Zur Bestimmung des Kohlenstoffanteils wird aus dem Filter eine repräsentative Teilprobe
ausgestanzt.
Zuerst werden in einer inerten Atmosphäre (100 % Helium) die Kohlenstoffverbindungen
verdampft bzw. pyrolysiert. Dazu wird die Temperatur des IR - Ofens so gesteigert, dass die
an der Filterprobe gemessene Temperatur von 80 °C auf 620 °C ansteigt. Die leicht flüchtigen Kohlenstoffverbindungen werden im Heliumstrom bei Temperaturen bis zu 350 °C verdampft bzw. desorbiert, während schwererflüchtige Kohlenstoffverbindungen auf einem
Temperaturniveau von 620 °C pyrolisiert bzw. desorbiert werden. Durch die hohen Aufheizraten von etwa 600 °C/ min. werden die Pyrolyseendprodukte als kurzkettige Verbindungen
in die Gasphase freigesetzt und eine Verkokung langkettiger Kohlenwasserstoffe minimiert.
Die unter diesen Bedingungen erfassten Kohlenstoffverbindungen werden in der Fraktion
„Organischer Kohlenstoff“ (OC) zusammengefasst.
Im zweiten Teil der Analyse wird dem Inertgasstrom mindestens 20 % Sauerstoff zugemischt
und die Temperatur von 300 °C auf 700 °C gesteigert. Der noch auf dem Filter befindliche
elementare Kohlenstoff wird dadurch kontrolliert verbrannt und als EC bestimmt.
C-3
Der Gesamtkohlenstoffgehalt (TC) der Probe ermittelt sich somit nach der Gleichung
TC = EC + OC.
Anschließend erfolgt die Umrechnung der Kohlenstoffmasse in der Teilprobe auf die des gesamten Filters und unter Einbeziehung des Probenluftvolumens auf die Kohlenstoffkonzentration in der Luft (in µg/m³).
C.3 Ergebnisse der Messungen in Schulen und Kindertagesstätten
C.3.1 Ergebnisse zur Partikelmasse
In Tabelle 16 sind die statistischen Kennwerte der Feinstaubmessungen in den beiden untersuchten Gemeinschaftseinrichtungen aufgeführt. Darüber hinaus sind in den Abbildungen
23 und 24 die in der jeweiligen Schule bzw. Kindertagesstätte erhobenen Einzelmesswerte,
geordnet nach der Höhe der Belastung, grafisch dargestellt. Die Gehalte bewegten sich für
den Feinstaubgehalt zwischen 17 µg/m³ und 106 µg/m³ (Mittelwert: 60 µg/m³, Median: 59
µg/m³)
Tabelle 16: Statistische Kennwerte der PM4-Messungen in Schulen und Kindertagesstätten
in µg/m³
Anzahl
in Kindertagesstätten
73
in Schulen
33
Mittelwert
53,8
61,6
Standadabw.
23,3
21,7
Min.
13,1
23,6
Max.
128,4
106,3
5. Perzentil
15,5
25,9
10. Perzentil
22,1
32,8
25. Perzentil
36,4
45,5
Median
52,6
59,8
75. Perzentil
67,9
78,6
90. Perzentil
86,0
93,6
95. Perzentil
96,7
103,5
µg/m³
110
100
Median: 59,8 µg/m³
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Einzelmessungen
Abbildung 50: Verteilung der täglichen PM4-Messungen in Schulen (n: 33)
µg/m³
130
120
110
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Einzelmessungen
Abbildung 51: Verteilung der täglichen PM4-Messungen in Kindertagesstätten (n: 73)
C-5
C.4 Ergebnisse von Messungen in Wohnungen
C.4.1 Ergebnisse zur Partikelmasse
Die mittleren Gehalte (Mediane) für den Feinstaub (Tabelle 17) bewegten sich mit Konzentrationen von 66,0 µg/m³ (1997/98) bzw. 57,2 µg/m³ (2000) in Raucherhaushalten und mit
29,6 µg/m³ (1997/98) bzw. 27,1 µg/m³ in Nichtraucherhaushalten in beiden Messperioden in
einem vergleichbaren Bereich. Lediglich in den Raucherhaushalten ist zwischen den beiden
Untersuchungsperioden ein Rückgang bei den Spitzenkonzentrationen ersichtlich. Die Einzelergebnisse sind in den Abbildungen 25 und 26 grafisch dargestellt. Der Unterschied der
Mittelwerte zwischen den Raucher- und Nichtraucherhaushalten ist auffällig und lässt sich
auch statistisch (p < 0,001) belegen. Auch die üblicherweise in der Wohnung gerauchte Anzahl an Zigaretten korreliert mit den Feinstaubgehalten der Innenraumluft (r = 0,314; p <
0,05).
Tabelle 17: Statistische Kennwerte von Feinstaub in Wohninnenräumen in Raucher- und
Nichtraucherhaushalten in µg/m³
Anzahl
Mittelwert
Standadabw.
Messperiode 1997/98
Messperiode 2000
innen
Nichtraucher
Raucher
35
27
innen
Nichtraucher
Raucher
43
16
Messperiode
2000
außen
außen
51
28,0
112
27,9
59,0
28,4
9,6
147
9,8
33,2
13,1
12,1
57,2
10,1
58,6
140,3
70,6
Minimum
11,8
18,1
Maximum
46,6
5. Perzentil
14,2
18,8
14,3
15,2
11,3
10. Perzentil
15,8
27,2
16,7
20,8
15,0
25. Perzentil
18,9
44,6
19,9
31,4
19,3
Median
29,6
67,7
27,1
57,2
24,3
75. Perzentil
35,7
108
32,7
74,9
36,5
90. Perzentil
42,0
211
41,7
115
47,9
95. Perzentil
45,9
562
48,9
140
57,9
787
µg/m³
250
787 µg/m³ ->
200
150
100
50
0
Nichtraucher
Raucher
Abbildung 52: Messergebnisse der täglichen PM4-Gehalte in Raucher- und Nichtraucherwohnungen in der Messperiode im Jahr 1997/98 (35 Nichtraucher-Whg.; 27
Raucher-Whg.)
µg/m³
150
140
130
120
110
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Nichtraucher
Raucher
Abbildung 53: Messergebnisse der täglichen PM4-Gehalte in Raucher- und Nichtraucherwohnungen in der Messperiode im Jahr 2000 (43 Nichtraucher-Whg.; 16
Raucher-Whg.)
C-7
In der Tabelle 18 sind die Kennwerte nach der jeweiligen Verkehrsbelastung für Nichtraucherwohnungen geordnet. Die mittleren Gehalte in den gering verkehrsbelasteten Wohnungen lagen tendenziell mit 22,5 µg/m³ unter denen in verkehrsbelasteten Wohnungen (29,3
µg/m³). Die Unterschiede zeigten sich statistisch jedoch als nicht bedeutsam.
Während für die Raucherwohnungen keine signifikante Korrelation zwischen dem Feinstaub
in der Innenraumluft zu dem in der Außenluft beobachtet werden konnte, war diese Beziehung für die Untergruppe der Nichtraucherwohnungen statistisch signifikant (r = 0,666; p <
0,001).
Tabelle 18: Statistische Kennwerte von EC, OC und TC im PM4 in Nichtraucherinnenräumen
in µg/m3 (Anzahl 1997/98 und 2000 [hohe Verkehrsbelastung] = 34 - 39 und
[geringe Verkehrsbelastung] = 25 - 40)
Verkehrsbelastung
Feinstaub
AM
Standabw.
Median
90. P.
Max
hoch
29,8
9,4
29,3
39,8
58,6
gering
26,0
9,6
22,5
40,1
45,7
Elementarer Kohlenstoff
hoch
3,8
2,2
3,6
6,7
10,6
(EC) (ohne Extraktion)
gering
3,4
1,9
2,7
5,9
8,7
hoch
2,3
0,9
2,3
3,4
4,6
(EC) (mit Extraktion)
gering
1,8
0,7
1,8
2,7
3,3
Gesamt - Kohlenstoff
hoch
17,8
6,0
16,0
26,2
40,6
(TC)
gering
15,8
5,5
13,9
22,1
32,9
Werte kleiner Bestimmungsgrenze sind mit der halben Bestimmungsgrenze berücksichtigt
In der Messperiode im Jahr 2000 (Februar bis Juni) wurde auch der Feinstaub, der Elementare Kohlenstoff (EC) und der Gesamt - Kohlenstoff (TC) vor dem Fenster bzw. auf dem Balkon der Wohnungen gemessen, in denen gleichzeitig die Innenraumluft untersucht wurde.
Für den Feinstaubgehalt ergaben sich vor den stark verkehrsbelasteten Wohnungen mit
durchschnittlich 26,3 µg/m³ tendenziell höhere Gehalte (Median) als vor den gering durch
den Straßenverkehr belasteten Wohnungen (22,4 µg/m³). Diese Tendenz ließ sich durch eine statistisch signifikante Korrelation zwischen den Feinstaubkonzentrationen und der Verkehrsbelastung absichern (r = 0,31; p < 0.05). Die Einzelmesswerte sind in der folgenden
Abbildung 54 geordnet nach der Verkehrsbelastung grafisch dargestellt. Aus der Abbildung
wird ersichtlich, dass bei hoher Verkehrsbelastung in einzelnen Fällen mit deutlich höheren
Spitzenkonzentrationen gerechnet werden muss.
µg/m³
70
60
50
40
30
20
10
0
Einzelmessungen
Abbildung 54: Messergebnisse der täglichen PM4-Gehalte in der Außenluft vor Wohnräumen
C.4.2 Ergebnisse der EC/OC Messungen
In den Tabelle 18 und Tabelle 19 sind die statistischen Kennwerte für den Feinstaub, den Elementaren Kohlenstoff (EC) und den Gesamt - Kohlenstoff (TC) für die beiden Messperioden von Dezember 1997 bis März 1998 und Februar 2000 bis Juni 2000 zusammengestellt.
Dabei wurden die Ergebnisse nach der Verkehrsbelastung vor den Wohnungen (Tabelle 18)
bzw. dem Rauchverhalten (Tabelle 19) aufgeschlüsselt. Es handelt sich um insgesamt 42
Raucher- und 78 Nichtraucherhaushalte bzw. 39 Wohnungen mit einer hohen und 39 mit einer geringen Verkehrsbelastung.
Die EC - Gehalte (siehe Tabelle 18) lagen im Durchschnitt (Median) ohne Extraktion bei 3,3
bzw. 2,7 µg/m³ (hohe und geringe Verkehrsbelastung) und mit Extraktion bei 2,7 bzw. 2,0
C-9
µg/m³. Für den Gesamt - Kohlenstoffgehalt lagen die Werte entsprechend bei 13,0 bzw. 11,1
µg/m³.
Für den EC, sowohl für die Proben mit und ohne Extraktion, ließ sich eine statistisch signifikante Korrelation zwischen der durchschnittlichen Verkehrsdichte des motorisierten Straßenverkehrs vor den Wohnungen und den jeweiligen Gehalten der Untersuchungsparameter
(gemessen vor dem Wohnungsfenster / auf dem Balkon) ermitteln (jeweils r = 0,31; p <
0,05). Keine statistisch bedeutsame Beziehung konnte hingegen mit den TC - Gehalten vor
den Wohnungen gefunden werden. In der Abbildung 55 ist der Vergleich der Innenraum- mit
den Außenluftwerten an EC grafisch dargestellt, wobei sich ein Bestimmtheitsmaß von r² von
0,61 ergab.
Tabelle 19: Statistische Kennwerte von EC, OC und TC im PM4 in Wohninnenräumen in
µg/m3 (Anzahl 1997/98 und 2000 [Raucherhaushalte] = 42 und [Nichtraucherhaushalte] = 78; mit Extraktion n = 15 bzw. 43)
AM
Standabw.
Median
90. P.
Max
Untersuchung 1997/1998
Raucher
11,9
11,7
8,7
20,4
62,0
Nichtraucher
4,6
2,2
4,0
7,8
10,6
Organischer Kohlenstoff
Raucher
55,8
75,6
27,6
122,3
385,3
(OC)
Nichtraucher
10,9
2,8
10,1
14,8
17,9
Raucher
65,2
87,3
37,6
131,2
447,3
(TC)
Untersuchung 2000
Nichtraucher
15,4
4,6
15,8
21,6
28,5
Raucher
4,6
1,9
4,1
7,4
8,3
Nichtraucher
2,9
1,5
2,7
5,0
6,6
Raucher
2,3
0,9
1,9
3,1
4,5
(EC) (mit Extraktion)
Nichtraucher
2,1
0,9
2,1
3,1
4,6
Organischer Kohlenstoff
Raucher
34,1
22,1
30,0
72,5
80,4
(OC)
Nichtraucher
15,0
5,6
12,9
22,7
34,3
Raucher
38,8
23,6
34,7
73,5
87,7
(TC)
Nichtraucher
17,9
6,5
15,6
26,3
40,6
Werte kleiner Bestimmungsgrenze sind mit der halben Bestimmungsgrenze berücksichtigt
5
Innenraumluft (µg/m³)
4
3
2
1
0
0
2
4
6
8
10
12
14
Außenluft (µg/m³)
Abbildung 55: Verhältnis der Innenraumluft zu den Außenluftgehalten für EC (Regressionsgradde und 95. Konfidenzintervall)
C-11
D Interventionsstudien Feinstaub und Lüftung/Reinigung
D.1 Untersuchung des ILAT in Berlin
(modifiziert nach Lahrz et al. 2006a, Lahrz et al. 2006b)
D.1.1 Untersuchungsbedingungen
Vom Oktober 2003 bis Ende Februar 2004 wurden 2 typische Klassenräume im Berliner
Stadtgebiet sowohl unter ortsüblichen Bedingungen sowie verschiedenen Reinigungs- und
Lüftungsbedingungen untersucht. Es handelte sich dabei jeweils um einen Raum in einem
Neubau sowie in einem Altbau, deren Daten der Voruntersuchung eine eher überdurchschnittliche Belastung ausgewiesen haben.
Um jahreszeitlich bedingte Einflüsse im Vergleich zur vorangegangenen Studie zu minimieren, wurde auch dieses Untersuchungsprogramm im Winterhalbjahr durchgeführt, d.h. für die
Schule A von Ende Oktober bis Anfang Dezember, für Schule B von Mitte Januar bis Ende
Februar. Es wurde sowohl eine Neubau- (A) als auch eine Altbauschule (B) ausgewählt.
Die Messungen erfolgten in beiden Schulen nach demselben, im folgenden tabellarisch dargestellten Schema über jeweils 5 Wochen (Messperioden) an jeweils mindestens 4 Unterrichtstagen pro Woche unter realen Unterrichtbedingungen:
Tabelle 20: Aufstellung der Untersuchungsparameter Lüftung und Reinigung
Woche
Schule A
Schule B
(Messbeginn) (Messbeginn)
Lüftungs-
Reinigungs-
bedingungen
bedingungen
1
27.10.2003
12.01.2004
normal
normal
2
03.11.2003
20.01.2004
Stoßlüftung
normal
3
10.11.2003
26.01.2004
Dauerlüftung
normal
4
17.11.2003
10.02.2004
normal
nach DIN 77400
(Mindestanford.)
5
24.11.2003
17.02.2004
normal
feuchte Reinigung
(täglich)
D-1
Hierbei bedeuten im Einzelnen:
1. Woche
Normalbedingungen (Istzustand):
Ermittlung des üblichen Zustandes; keine Einflussnahme auf die in den Klassenräumen praktizierte Lüftung und Reinigung. Die Lüftung erfolgte nicht systematisch sondern individuell
nach dem persönlichen Empfinden von Lehrern und Schülern. Die Reinigung wurde nach
dem jeweiligen schulüblichen Reinigungsplan durchgeführt (siehe Tabellen mit den Charakteristika der jeweiligen Klassenräume).
2. Woche
Stoßlüftung:
Gründliche Lüftung mit Fenster und Türöffnung vor und nach dem Unterricht, sowie in jeder
Pause. Während des Unterrichtes wurden die Fenster geschlossen gehalten. Die individuelle
Durchführung ist bei den Ergebnissen der jeweiligen Schule erläutert. In jedem Fall war darauf zu achten, dass während der Lüftung die CO2-Konzentration den Wert von 0,10 % deutlich unterschreitet.
3. Woche
Dauerlüftung:
Ständige Öffnung von 2 Kippfenstern während des gesamten Unterrichts, gründliche Lüftung
vor und nach dem Unterricht.
4. Woche
Reinigung in Anlehnung an die Mindestanforderung der DIN 77400:
In der September 2003 veröffentlichten DIN 77400 „Schulgebäude – Anforderungen an die
Reinigung“ ist als Mindeststandard („Mindestanforderung“) eine Reinigung für Klassenräume
2 mal wöchentlich vorgesehen. Dementsprechend wurden für die untersuchten Klassenräume 2 Reinigungen (jeweils fegen und feucht wischen) veranlasst.
5. Woche
Reinigung feucht (staubbindend)
Tägliches staubbindend feuchtes Fegen, gefolgt von üblichem Nasswischen. Es sollte nicht
trocken gefegt werden, auch nicht durch Schülerdienste (siehe Tabelle 20), um dadurch die
Staublast und die Möglichkeit der Aufwirbelung als Beitrag zum Schwebstaubgehalt der Luft
möglichst gering zu halten.
D-2 Bayerisches Landesamt für Gesundheit und Lebensmittelsicherheit
D.1.2 Messmethodik
Alveolengängiger Staub (Johannesburger Konvention)
Für die Bestimmung dieses Parameters wurde sowohl die klassische Sammelmethode des
Abscheidens auf einem Filter mit anschließender Gravimetrie als auch eine kontinuierlich registrierende Lasermessmethode verwendet.
Da die Staubkonzentration der Außenluft auch die Qualität der Innenraumluft beeinflusst,
wurde parallel an jedem Messtag über dieselbe Probenahmedauer der durchschnittliche alveolengängige Staubgehalt der Außenluft mit der gravimetrischen Sammelmethode in unmittelbarer Nähe des Klassenraumes bestimmt.
a) gravimetrische Sammelmethode
Für die Probenahme des alveolengängigen Staubes aus der Luft wurde das mobile
Staubprobenahmesystem GRAVIKON PM 4 (Firma Ströhlein) und das Kleinfiltergerät MVS
6D (Derenda) eingesetzt. Der Probenahmekopf entspricht den Anforderungen der Johannesburger Konvention mit einem Abscheidegrad von 50 % bei 5 µm und einem cut - off
Punkt von 7,1 µm. Der Staub wurde auf einem bindemittelfreien Glasfaserfilter (MachereyNagel 85/90 BF) über die Dauer von 4 bis 6 Unterrichtsstunden incl. Pausen im Verlauf des
Schultages gesammelt. Das Verfahren liefert der Methode entsprechend einen durchschnittlichen Wert über den Messzeitraum eines Unterrichtstages.
b) Monitormessung (kontinuierlich registrierend)
Das verwendete Staubmessgerät der Fa. Grimm Aerosol Technik GmbH (Ainring) benutzt
das Prinzip der Streulichtmessung von einzelnen Partikeln. Dabei dient ein Halbleiterlaser
als Lichtquelle. Mit Hilfe von Partikelzahl- und Partikelgrößenbestimmung können über
spezifische Rechenalgorhythmen auch massebezogene Daten von Staubfraktionen, wie
des alveolengängigen Staubes erhoben werden. Die gewonnenen Daten wurden anhand
von Vergleichsuntersuchungen unter Realbedingungen (im Klassenraum während des Unterrichtes) mit der gravimetrischen Referenzmethode abgeglichen.
D-3
PM10 – Fraktion des Schwebstaubes
Zur Bestimmung der sogenannten thorakalen Fraktion des Schwebstaubes (DIN EN 12341),
des Massenanteils eingeatmeter Partikel, die über den Kehlkopf hinaus vordringen (DIN ISO
7708), wurde dasselbe Laser-Staubmessgerät wie zur kontinuierlich registrierenden Bestimmung des alveolengängigen Staubes eingesetzt. Um vergleichbare PM10 – Werte zu bestimmen, wurden unter Unterrichtsbedingungen parallele Vergleichmessungen mit dem gravimetrischen Referenzverfahren (DIN EN 12341) durchgeführt.
Partikelzählung
Zur Zählung der luftgetragenen Partikel wurde ebenfalls das Aerosolspektrometer 1.108 der
Fa. Grimm Aerosol Technik verwendet. Das Gerät verfügt über 15 verschiedene Größenkanäle mit einem Messbereich von 0,3 bis > 20 Mikrometer und erlaubt eine Partikelzählung bis
zu 2 Millionen Partikel / Liter.
D.1.3 Ergebnisse zum alveolengängigen Feinstaub (~PM4)
Schule A
Die Konzentrationen der alveolengängigen Fraktion (Tabelle 21) bewegten sich während der
Unterrichtszeit („Tagesmittelwerte“) in einem Bereich zwischen 41 und 89 µg/m³.
Der durchschnittliche Gehalt des alveolengängigen Staubes nach Johannesburger Konvention über alle Messungen in Schule A, ohne Unterscheidung zwischen den verschiedenen Lüftungs- und Reinigungsbedingungen, betrug 61 µg / m³ bei einer mittleren innenraumbedingten Zunahme gegenüber der Außenluft von 29 µg/m³.
Der mittlere innenraumbedingte Beitrag zur Belastung mit alveolengängigem Staub war unter
den Normalbedingungen und unter den Bedingungen der reduzierten Reinigungsaktivität
nach DIN 77400 mit 41 bzw. 40 µg/m³ am höchsten.
Bessere Bedingungen wurden durch die Maßnahmen der Lüftung in der 2. und 3. Woche mit
einem Innenraumbeitrag von 26 und 29 µg/m³ erreicht. Diese Aussage ist für den Parameter
Dauerlüftung insofern eingeschränkt, da in dieser Woche aufgrund außergewöhnlich hoher
Außenluftbelastungen (ca. 90 µg/m³) nur die Werte von zwei Messtagen berücksichtigt wer-
den konnten. Während dieser Ausnahmesituation trat sogar der seltene Zustand einer tendenziell geringeren Innenraumbelastung ein.
Die mit Abstand geringste Mehrbelastung (10 µg/m³) gegenüber der Außenluft wurde in der
Woche mit der staubbindenden feuchten Reinigung festgestellt.
Abgesehen von der leichten Verbesserung der Staubsituation durch Frischluftzufuhr wird
deutlich, dass nur durch die tägliche staubbindende Reinigung unabhängig von der Lüftungssituation die zusätzliche Staubbelastung im Klassenraum in der Nähe der Außenluftkonzentrationen gehalten werden konnte.
Tabelle 21: Alveolengängiger Feinstaub nach Johannesburger Konvention (gravimetrisch) in
Schule A in µg/m³
Messwerte über die gesamte Unterrichtszeit
Probenahmedatum
innen
außen
Mittelwert
Beitrag in- Beitrag innen
nen
Differenz Differenz
µg/m³
%
1. Woche Ist-Zustand
27.-31.10.03
69
28
41
145%
2. Woche Stoßlüftung
03.-07.11.03
53
27
26
101%
3. Woche Dauerlüftung
10.-14.10.03
55
26
29
114%
4. Woche Reinigung „DIN“
17.-21.11.03
62
22
40
187%
51
41
10
25%
5. Woche Reinigung tägl feucht 24.11.-01.12.03
D-5
45
40
35
30
µg/m³
25
20
15
10
5
0
AM "Ist"
AM Stoßlüft.
AM Dauerlüft.
AM Rg. DIN
AM Rg. Feucht
Abbildung 56: Innenraumbeitrag zum alveolengängigen Staub in Schule A
Schule B
Die Konzentrationen der alveolengängigen Fraktion (Tabelle 22) bewegten sich während der
Unterrichtszeit („Tagesmittelwerte“) in einem Bereich zwischen 30 und 213 µg/m³.
Der durchschnittliche Gehalt des alveolengängigen Staubes nach Johannesburger Konvention über alle Messungen in Schule B, ohne Unterscheidung zwischen den verschiedenen Lüftungs- und Reinigungsbedingungen, betrug 73 µg / m³ Innenraumluft. Die mittlere Zunahme
gegenüber der Außenluft lag bei 43 µg/m³.
Abgesehen von der 5. Woche ergaben sich sehr ähnliche Staubverhältnisse wie in Schule A.
Der mittlere innenraumbedingte Beitrag zur Belastung mit alveolengängigem Staub betrug in
Schule B unter den Normalbedingungen 39 µg/m³.
Bessere Bedingungen wurden durch die Maßnahmen der Lüftung in der 2. und 3. Woche mit
einem Innenraumbeitrag von 28 und 32 µg/m³ (ohne Berücksichtigung von 2 Tagen, an denen die Außenluftwerte über 100 µg/m³ lagen) erreicht. Trotz dieser extrem hohen Außenwerte wurden im Gegensatz zu Schule A im Klassenraum noch deutliche Zunahmen beobachtet.
Ein erhöhter Belastungsbeitrag mit durchschnittlich 49 µg/m³ ergab sich während der Woche
mit reduzierter Reinigungsaktivität nach DIN 77400.
Entgegen unserer Erfahrung aus Schule A wurde überraschenderweise in der Woche mit der
Vorgabe täglich feuchter Reinigung der höchste durchschnittliche Erhöhungsbeitrag mit 65
µg/m³ festgestellt. Auf Nachfrage bei der Reinigungsfirma wurde später eingeräumt, dass
das Reinigungskonzept mit täglicher ausschließlich feuchter Reinigung nicht eingehalten
wurde. Darüber hinaus fand eine zusätzliche abendliche Nutzung statt. Somit sind die
Staubmesswerte dieser Woche nicht aussagekräftig zu bewerten.
Tabelle 22: Alveolengängiger Feinstaub nach Johannesburger Konvention (gravimetrisch) in
Schule B in µg/m³
Probenahmedatum
innen
außen
Mittelwert
nen
Differenz Differenz
µg/m³
%
12.-16.01.04
62
22
39
177%
20.-23.01.04
46
18
28
159%
26.-29.01.04
68
37
32
86%
10.-13.02.04
60
11
49
465%
5. Woche Reinigung tägl feucht 17.-20.02.04
82
17
65
370%
D-7
70
60
50
µg/m³
40
30
20
10
0
AM "Ist"
AM Stoßlüft
AM Dauerlüft²
AM Rg. DIN
AM Rg. Feucht
Abbildung 57: Innenraumbeitrag zum alveolengängigen Staub in Schule B
D.1.4 Ergebnisse zum PM10
Schule A
Die Konzentrationen der PM10 Fraktion bewegten sich während der Unterrichtszeit („Tagesmittelwerte“) in einem Bereich zwischen 67 bis 153 µg/m³. Der durchschnittliche Gehalt dieser Partikelfraktion über alle Messungen in Schule A, ohne Unterscheidung zwischen den
verschiedenen Lüftungs- und Reinigungsbedingungen, betrug 100 µg PM10 / m³ Innenraumluft. Die mittlere Zunahme gegenüber der Außenluft lag bei 62 µg/m³.
● Die höchsten Beiträge zur Staubbelastung wurden unter den Normalbedingungen (1. Woche: Zunahme 256 % / 92 µg/m³) und der reduzierten Reinigungsaktivität nach DIN 77400
(4. Woche: Zunahme 279 % / 77 µg/m³) festgestellt.
● In der 2. und 3. Woche mit verbesserten Lüftungsbedingungen lag der prozentuale Innenraumbeitrag mit ca. 165 % bzw. ca. 55 µg/m³ immer noch auf hohem Niveau, signalisiert
jedoch eine schon bessere Situation. (Die Daten der beiden Tage mit der extrem hoher
Außenbelastung wurden auch hier nicht berücksichtigt)
● Lediglich in der 5. Woche unter den verbesserten staubbindenden Reinigungsbedingungen
wurde ein deutlich geringerer Innenraumbeitrag mit einem relativ moderaten Anstieg von
45 % bzw. 24 µg/m³ im Wochenmittel beobachtet (Abbildung 58)
Tabelle 23: PM10-Schwebstaub in Schule A in µg/m³
Probenahmedatum
innen
außen
Mittelwert
nen
Differenz Differenz
µg/m³
%
27.-31.10.03
128
36
92
256%
03.-07.11.03
90
34
56
166%
10.-14.10.03
86
33
53
163%
17.-21.11.03
104
28
77
279%
77
53
24
45%
5. Woche Reinigung tägl feucht 24.11.-01.12.03
120
100
µg/m³
80
60
40
20
0
27.10.2003
31.10.2003
03.11.2003
07.11.2003
10.11.2003
[14.11.2003]*
17.11.2003
21.11.2003
24.11.2003
01.12.2003
Abbildung 58: Innnenraumbeitrag zur PM10 Belastung in Schule A
D-9
Schule B
Die Konzentrationen der PM10 Fraktion bewegten sich während der Unterrichtszeit („Tagesmittelwerte“) in einem Bereich zwischen 56 bis 191 µg/m³ (maximal bei 273 mg/m³ bei extremer Außenbelastung am 27.01.04).
Der durchschnittliche Gehalt dieser Partikelfraktion über alle Messungen in Schule B, ohne
Unterscheidung zwischen den verschiedenen Lüftungs- und Reinigungsbedingungen, betrug
124 µg PM10 / m³ Innenraumluft. Die mittlere Zunahme gegenüber der Außenluft lag bei 86
µg/m³.
● In der 1. Woche (Ist-Zustand) wurde in der Innenraumluft im Wochenmittel eine Zusatzbelastung von 89 µg/m³ (311 %) gemessen. Dies entspricht weitgehend den Verhältnissen in
Schule A.
● Noch höhere Beiträge zur Staubbelastung wurden unter den Bedingungen der reduzierten
Reinigungsaktivität nach DIN 77400 (4. Woche: Zunahme 99 µg/m³ bzw. 730 % bei sehr
niedrigen Außenluftgehalten) festgestellt.
● Die höchste absolute Zunahme mit 118 µg/m³ (526 %) ergab sich, wie schon für die alveolengängige Fraktion ausgeführt (nicht eingehaltenes Reinigungskonzept), in der nicht bewertbaren 5. Woche.
● In der 2. und 3. Woche mit verbesserten Lüftungsbedingungen lag der Innenraumbeitrag
mit 57 bzw. 75 µg/m³ ( 254 % / 160 %) immer noch auf hohem Niveau, bringt jedoch wie in
Schule A eine Verbesserung. (Die Daten der beiden Tage mit der extrem hoher Außenbelastung wurden auch hier nicht berücksichtigt).
Tabelle 24: PM10-Schwebstaub in Schule B in µg/m³
Probenahmedatum
innen
außen
Mittelwert
nen
Differenz Differenz
µg/m³
%
12.-16.01.04
118
29
89
311%
20.-23.01.04
80
23
57
254%
26.-29.01.04
122
47
75
160%
10.-13.02.04
112
14
99
730%
5. Woche Reinigung tägl feucht 17.-20.02.04
140
22
118
526%
D.1.5 Ergebnisse zur Partikelanzahlkonzentration / Partikelverteilung
Schule A
Die Gesamtzahl der Schwebstaubpartikel (> 0,3 µm) lag während des Unterrichtes in der Innenraumluft im „Tagesmittel“ zwischen ca. 40.000 und 450.000 / Liter.
Anders als beim alveolengängigem Staub oder der PM10-Fraktion wurden die höchsten Partikelzahlen in der 3. Woche (Dauerlüftung, zwei Tage mit sehr hoher AußenStaubkonzentration) und die niedrigsten in der 4. Woche mit der geringsten Staubkonzentration in der Außenluft (bei reduzierter Reinigungsaktivität) gemessen.
Ein Zusammenhang zu Reinigungsmaßnahmen ist nicht herzustellen, ebenso nicht zu verbesserten Lüftungsbedingungen.
Dies legt nahe, dass die Parameter des Innenraumes hinsichtlich der Gesamtpartikelzahlen
nur eine untergeordnete Bedeutung haben und der Haupteinflussfaktor im Bereich der Außenluft zu suchen ist. Dies wird bestätigt durch die Betrachtung der Partikelverteilung und
der Korrelationen der Feinstaubmasse zu den Partikelzahlen.
Die Untersuchung der Partikelverteilung (Abbildung 59) machte deutlich, dass die Teilchenzahl des Schwebstaubes im Wesentlichen durch sehr feine Partikel mit relativ geringer Mas-
D-11
se geprägt ist. Allein der Partikelgrößenkanal 0,3 bis 0,4 µm ergibt einen Anteil von durchschnittlich 67 % aller gezählten Partikel.
96 % aller Partikel werden von den „feinen“ Partikeln zwischen 0,3 und 1,0 µm gestellt.
Stichproben von Messungen der Außenluft zeigen einen noch höheren Anteil bei den Partikeln von 0,3 bis 0,5 µm.
0%
7%
2%
1%
0%
1% 1% 1% 1%0%
0%
19%
67%
0.30-0.40 µm
3.0-4.0 µm
0.40-0.50 µm
4.0-5.0 µm
0.50-0.65 µm
5.0-7.5 µm
0.65-0.80 µm
7.5-10.0 µm
0.80-1.0 µm
10.0-15.0 µm
1.0-1.6 µm
1.6-2.0 µm
2.0-3.0 µm
Abbildung 59: Durchschnittliche Partikelverteilung in Schule A
Schule B
Die Gesamtzahl der Schwebstaubpartikel (> 0,3 µm) lag während des Unterrichtes in der Innenraumluft im „Tagesmittel“ zwischen ca. 20.000 und 1.200.000 / Liter.
Die Partikelzahlen unterlagen größeren Schwankungen als in Schule A, u.a. bedingt durch
stärker schwankende Schwebstaubkonzentrationen der Außenluft mit z.T. extrem hohen
Werten.
Wie schon in Schule A wurden die höchsten Partikelzahlen in der 3. Woche (Dauerlüftung,
auch bei Vernachlässigung der beiden Extremtage) und die niedrigsten in der 4. Woche mit
der geringsten Außenluftbelastung bei der reduzierten Reinigungsaktivität gemessen.
Ein Zusammenhang zu Reinigungs- und Lüftungsmaßnahmen ist auch im Klassenraum B
nicht herzustellen.
Auch hier kann geschlossen werden, dass die Parameter des Innenraumes hinsichtlich der
Gesamtpartikelzahlen nur eine untergeordnete Bedeutung haben und der Haupteinflussfaktor im Bereich der Außenluft zu suchen ist. Dies konnte wie für Schule A durch entsprechende Korrelationsrechnungen untermauert werden.
Die Untersuchung der Partikelverteilung (Abbildung 60) machte deutlich, dass auch in Schule B die Teilchenzahl des Schwebstaubes im Wesentlichen durch sehr feine Partikel mit relativ geringer Masse geprägt ist. Allein der Partikelgrößenkanal 0,3 bis 0,4 µm ergibt hier einen
Anteil von durchschnittlich 63 % aller gezählten Partikel. Die „feinen“ Partikel zwischen 0,3
und 1,0 µm leisten mit einem Anteil von 93 % wieder den wesentlichen Beitrag zur Gesamtpartikelzahl.
Stichproben von Messungen der Außenluft zeigen auch hier den höheren Anteil bei den feineren Partikeln.
0%
0%
1%
3%
2%
2% 1%
0%
1%
0%
2%
0%
7%
18%
63%
0.30-0.40 µm
3.0-4.0 µm
0.40-0.50 µm
4.0-5.0 µm
0.50-0.65 µm
5.0-7.5 µm
0.65-0.80 µm
7.5-10.0 µm
0.80-1.0 µm
10.0-15.0 µm
1.0-1.6 µm
15.0-20.0 µm
1.6-2.0 µm
>20.0 µm
2.0-3.0 µm
Abbildung 60: Durchschnittliche Partikelverteilung in Schule B
D-13
Die Messergebnisse in beiden Schulen lassen darauf schließen, dass die Partikel im Bereich
von ca. 1 bis 10 µm die für die massebezogene Betrachtung der alveolengängigen oder auch
der thorakalen Fraktion entscheidenden Partikelgrößen sind. Diese Partikel sind überwiegend „innenraumbedingt“ und lassen sich am ehesten durch Lüftung und Reinigung beeinflussen, während die Anzahl sehr feiner Partikel, insbesonders die bis 0,5 µm, in erster Linie
von der Qualität der Außenluft (Wetterlage, Verkehr etc.) und der Lüftung abhängt. Dementsprechend wurden Anstiege der Partikelzahlen durch Eintrag von außen während der Lüftungsphasen registriert.
Dies wird bestätigt bei der Betrachtung der mit dem Monitor registrierten Tagesverläufe des
alveolengängigen Staubes im Vergleich zum Verlauf der Partikelzahlen in den verschiedenen Größenklassen. Dabei verhalten sich die Partikelzahlen der Fraktionen zwischen ca. 1
und 7,5 µm sehr ähnlich wie die Masse des alveolengängigen Staubes. Demgegenüber zeigen die feinen Staubfraktionen bis 0,5 µm einen deutlich schwankungsärmeren Tagesverlauf, der weder dem alveolengängigen Staub noch den weniger feinen Partikeln entspricht.
Der Anstieg der Gesamtpartikelzahlen korrelierte nicht mit der alveolengängigen Fraktion.
D.2 Untersuchung der Stadt Frankfurt
(modifiziert nach Heudorf et al. 2006)
Die Untersuchungen fand im Februar und März 2006 über drei Wochen in jeweils 2 Klassenräumen je einer Innenstadt-Schule („Innenstadtschule I“) und einer eher peripher gelegenen
Schule („Außenbereichsschule A“) statt: Die Messungen wurden jeweils von 8-14 Uhr durchgeführt und so die gemittelte Feinstaubkonzentration während dieser Zeit gemessen. In der
Tabelle 25 sind die eingestellten Reinigungsbedingungen bzw. das jeweilige Lüftungsverhalten dargestellt.
Tabelle 25: Einstellung der Untersuchungsparameter Lüftung und Reinigung:
Woche
1
Lüftungs-
Reinigungs-
bedingungen
bedingungen
normal
2x/Wo. Boden, Tische und Stühle feucht wischen
2x/Wo. Schränke, Fensterbänke, Kreideleisten abwischen
2
normal
3
Intensive Lüftung vor
dem Unterricht und in
den Pausen
D.2.2 Messmethodik
Für die Probenahme des alveolengängigen Staubes aus der Luft wurde das mobile
Staubprobenahmesystem GRAVIKON PM 4 (Firma Ströhlein) und das Kleinfiltergerät MVS
6D (Derenda) eingesetzt und die Filter anschließend gravimetrisch vermessen. Das Staubmessgerät 1.106 bzw. 1.107 der Firma Grimm Aerosol Technik GmbH (Ainring) wurde zur
kontinuierlichen Bestimmung der Partikelanzahlkonzentrationen (>0,3 µm) und zur Bestimmung verschiedener Partikelmassenfraktionen benutzt.
Zudem wurde die Anzahl der Türen, Fenster und Oberlichter, die jeweils geöffnet, gekippt
oder geschlossen waren. Für die Auswertung wurde ein Lüftungsindex entwickelt, wobei ein
vollständig geöffnetes Fenster/geöffnete Tür einen Punkt erhielt, ein gekipptes Fenster/gekipptes Oberlicht je 0,5 Punkte: Der Lüftungsindex pro 5-min-Einheit wurde durch Addition
bestimmt.
D-15
Die Aktivitäten im Raum wurde durch folgendes Schema charakterisiert: Pause oder Klasse
leer: 1; Frontalunterricht : 2; Basteln, Werken: 3; Toben, Gerangel: 4.
D.2.3 Ergebnisse der gravimetrischen Messungen
Die Ergebnisse der Raumluftuntersuchungen mittels gravimetrischer Messung auf Feinstaub
in den vier Klassenräumen sind in Tabelle 26 zusammengestellt.
Bei Betrachtung der Unterschiede zwischen der Phase normale Reinigung und vermehrte
Reinigung (d.h. 2. + 3. Woche) ist die Abnahme der Feinstaubbelastung über alle Schulen
gemittelt signifikant (Tabelle 26). Dies ist im wesentlichen auf die Abnahme der in der ersten
Woche sehr hohen Feinstaubbelastung im Altbau-Klassenraum der Außenbereichsschule
zurückzuführen, während die Unterschiede zwischen den Phasen normale und vermehrte
Reinigung (1. vs 2.+3. Woche) in den Klassenräumen der anderen Schulen nicht signifikant
war; diese Schulen hatten ursprünglich auch geringere Feinstaubbelastungen aufgewiesen.
Grundsätzlich muss die Möglichkeit in betracht gezogen werden, dass der Wiederanstieg der
Feinstaubbelastung in der dritten Untersuchungswoche auch durch die in dieser Zeit höhere
Außenluftbelastung mit verursacht war, weshalb der in der zweiten Untersuchungswoche offenkundige Effekt der intensivierten Reinigung dann nicht mehr so gut sichtbar war.
Tabelle 26: Messergebnisse Feinstaub – Gravimetrie µg/m³ - im Vergleich normale versus
intensivierte Reinigung; alle Schulen sowie einzelne Schulen / Klassenräume
Alle Schulen
Staub (Gravimetrie)
Außenbereichsschule AB
Staub (Gravimetrie)
Außenbereichsschule NB
Staub (Gravimetrie)
Innenstadtschule R 15
Staub (Gravimetrie)
Staub (Gravimetrie)
Reinigung
normal
1. Woche
Reinigung intensiviert
2.+3 Woche
Signifikanz
79 ± 22
54 – 75 - 150
64 ± 15
35 – 63 - 105
Sign.
106 ± 26
80 – 100 - 150
68 ± 12
53 – 63 - 90
Sign.
74 ± 15
60 – 70 - 90
67 ± 16
35 – 66 - 90
n.s.
73 ± 7
62 – 74 - 81
65 ± 16
49 – 61 - 105
n.s.
62 ± 10
54 – 58 - 75
54 ± 11
38 – 58 - 67
n.s.
Mittelwert ± Standardabweichung
Minimalwert – Median (mittlerer Wert) – Maximalwert
D.2.4 Kontinuierliche Messungen der PM10-Gehalte
Betrachtet man die Wochenmittelwerte der kontinuierlichen Lasermessungen aller Schulen
so zeigt sich - wie bei der Gravimetrie – die Abnahme von der ersten Woche („normale Reinigung“) zur zweiten und dritten Woche („verstärkte Reinigung“). Bei der Betrachtung einzelner Klassenräume ergibt sich ein unterschiedliches Bild: in den Klassenräumen der Innenstadtschule und dem Altbauklassenraum der Außenbereichsschule A ist eine signifikante
Verminderung der Feinstaubbelastung zu beobachten, wohingegen im Neubauklassenraum
der Außenbereichsschule A ein signifikanten Anstieg in der zweiten/dritten Woche auffällt
(Tabelle 27).
Tabelle 27: Feinstaub (Laserverfahren) in allen Schulen, sowie differenziert nach einzelnen
Schulen / Klassenräumen – aggregiert in Wochen - Woche 1 (normal), 2 + 3
(vermehrte Reinigung)
Alle Schulen
Staub (Laserverfahren)
Außenbereichsschule AB
Außenbereichsschule NB
Reinigung
normal
1. Woche
Reinigung
intenisviert
2.+ 3. Woche
Signifikanz
86 ± 116
7 – 60 – 1090
64 ± 80
4 – 54 – 1280
Sign.
134 ± 213
22 – 58 - 1090
83 ± 146
4 – 51 – 1280
Sign.
56 ± 22
15 – 51 – 168
64 ± 28
14 – 62 – 175
Sign. Zunahme!
87 ± 50
7 – 79 – 285
57 ± 39
4 – 53 – 474
Sign.
68 ± 35
13 – 62 – 234
53 ± 29
6 – 50 – 197
Sign.
Mittelwert ± Standardabweichung
Minimalwert – Median (mittlerer Wert) – Maximalwert
Detaillierte Betrachtungen über die einzelnen Tage zeigen diesen Anstieg der Feinstaubbelastung im Neubauklassenraum der Außenbereichsschule insbesondere in der dritten Woche,
als die Kinder mit Wolle bastelten (Abbildung 61-links).
Im Altbauklassentraum kam es an allen drei Mittwoch-Messtagen zu sehr hohen Spitzenbelastungen, als deren Ursache Kerzengiessen auszumachen war (Abbildung 61-rechts). Es
fällt auf, dass nur in der ersten Woche auch am darauffolgenden Donnerstag ohne zwischenzeitliche Feuchtreinigung noch hohe Feinstaubbelastungen messbar waren (Re-
D-17
suspendierung der sedimentierten Stäube vom Vortag?), nicht aber in den nächsten beiden
Wochen, in denen im Zuge der täglichen Feuchtreinigung der sedimentierte Feinstaub entfernt worden war und somit nicht mehr zur Resuspendierung zur Verfügung stand.
200
1000
800
150
600
100
STAUB µg/m3
STAUB µg/m3
400
50
0
N = 73 73 73 73 75 73 73 73 73 71 73 73 73 73 73
1mo
1mi
1di
1do
TAGE
1fr
2di
2mo
2do
2mi
3mo
2fr
3di
3mi
3do
3fr
200
0
N = 73 73 73 72 73 73 72 73 73 73 73 73 73 73 73
1mo
1di
1mi
1do
1fr
2di
2mo
2do
2mi
3mo
2fr
3di
3mi
3fr
3do
TAGE
Abbildung 61: Feinstaubkonzentrationen an den einzelnen Messtagen in der Außenbereichsschule Neubau (links) und Altbau (rechts)
Parallel zu den Messungen der Feinstaubkonzentration in den Klassenräumen wurden weitere Parameter untersucht: Kohlendioxid, Lüftungssituation, Temperatur, Feuchte, Personen
im Raum, Aktivität.
Die Zusammenhangsanalysen (bivariate Korrelationen) zeigen - über alle Schulen und die
Messserie insgesamt – hochsignifikante Korrelationen zwischen der Feinstaubkonzentration
und der CO2-Konzentration, der Anzahl Personen im Raum, den Aktivitäten im Raum und eine signifikant negative Korrelation zu der Reinigungsintensität, d.h. bei zunehmender Reinigung ergibt sich eine signifikante Abnahme der Feinstaubbelastung im Raum. Diese signifikant negative Korrelation zur Reinigungsintensität bleibt auch nach Korrektur (Adjustierung)
für die anderen signifikanten Einflussfaktoren bestehen (Tabelle 28). D.h. die Reinigung der
Räume ist zwar im Hinblick auf die Feinstaubbelastung im Klassenraum „nur“ ein Einflussfaktor unter anderen – und durchaus nicht der stärkste -, er bleibt aber auch nach Berücksichtigung und Adjustierung für die anderen Faktoren eine signifikanter Einflussfaktor. Dies zeigt
sich sowohl bei Betrachtung aller untersuchten Klassenräume insgesamt als auch bei Betrachtung der einzelnen Klassenräume. – Vor diesem Hintergrund wurde eine Reinigungs-
Initiative für die Schulen in Frankfurt beschlossen: seit Herbst 2006 werden alle Klassenräume in den Wintermonaten täglich in den Sommermonaten 3/Woche feucht gereinigt.
Tabelle 28: Zusammenhangsanalysen zwischen der Feinstaubbelastung im Raum und der
CO2-Konzentration, der Anzahl der Personen im Raum, der Lüftung und der Aktivitäten im Raum und der Intensität der Reinigung und Lüftung (Wochen)
Alle Schulen
Außenbereichsschule A
Altbau
Neubau
Feinstaub zu
CO2
0,3047 ***
0,0912 **
0,3110 ***
Lüftung
0,0312 *
-0,0063 ns
0,2032 ***
Personen
0,3560 ***
0,0131 ns
0,4797 ***
Aktivität
0,4056 ***
0,2118 ***
0,5239 ***
Woche Reinigung -0,1304 ***
-0,1247 ***
0,1683 ***
Reinigung
Part. Korrelation* -0,1035 ***
-0,0891 **
-0,0804 **
Woche Lüftung
0,132 ***
0,351 ***
0,432 ***
Lüftung
Part. Korrelation** 0,0693**
0,0591 ns
0,4715 ***
* kontrolliert für Personen, Aktivität, Lüftung und CO2
** kontrolliert für Personen, Aktivität, Woche Reinigung
Innenstadtschule I
Raum 15
Raum 38
0,5801 ***
-0,1845 ***
0,4195 ***
0,4769 ***
-0,3192 ***
0,5266 ***
0,1767 ***
0,5410 ***
0,4307 ***
-0,2221 ***
-0,3516 ***
- 0,103***
-0,2398 ***
-0,099**
0,0903 ns
0,0270 ns
Demgegenüber sind die Korrelationen zwischen der Feinstaubkonzentration und intensivierten Lüftung (dritte Woche, verglichen mit erster und zweiter Woche) niedriger; sie erreichen
bei allen Schulen insgesamt gerade noch das Signifikanzniveau. Dies ist angesichts der in
Abbildung 62 dargestellten Tagesbeispiele aus dem Altbauklassenraum und der oben beschriebenen weiteren Einflussfaktoren auch plausibel und nachvollziehbar. Die Tagesbeispiele (Abbildung 62) zeigen deutlich,
-
dass die Feinstaubkonzentrationen in der Raumluft während Anwesenheit der
Kinder stets höher sind und nach Unterrichtsende langsam abnehmen (Sedimentation)
-
dass Lüften – während Anwesenheit der Kinder, aber auch nach Unterrichtsschluss – stets zu einem teilweise sehr starken, aber kurz dauernden Anstieg der
Feinstaubkonzentrationen führt.
Vor diesem Hintergrund ist die oben beschriebene geringe Korrelation gut nachvollziehbar.
D-19
mg/m3
0,120
0,100
Feinstaubbelastung im Klassenraum 14.03.06
Feinstaubbelastung im Klassenraum - 21.02.06
Staub
Personenzahl
Lüftung*10
0,080
0,060
0,040
0,020
Personenzahl
Lüf t ungsindex*10
90
0,090
200
80
0,080
180
70
0,070
60
0,060
50
0,050
40
0,040
30
0,030
20
0,020
10
0,010
20
0
0,000
0
160
140
120
100
80
60
40
08:00
08:20
08:40
09:00
09:20
09:40
10:00
10:20
10:40
11:00
11:20
11:40
12:00
12:20
12:40
13:00
13:20
13:40
14:00
0,000
100
St aub
Abbildung 62: Verlauf der Feinstaubkonzentration in einem Klassenraum – jeweils an einem
Tag ohne intensivierte Lüftung (nur Türe geöffnet) und mit intensivierter Lüftung
D.2.5 Feinstaub-Untersuchungen in zwei weiteren Klassenräumen 2007
Im Winter 2007 wurden die Untersuchungen mit identischen Untersuchungsdesign (s. D.2.2)
in zwei Klassenräumen einer Passivhausschule mit maschineller Grundlüftung über jeweils
eine Woche fortgesetzt – während der seit Herbst 2006 intensivierten Reinigung. Während
dieser Zeit herrschte eine deutlich niedrigere Feinstaubbelastung in der Außenluft als während der Mess-Phasen ein Jahr zuvor.
Um dennoch alle Feinstaub-Konzentrationen im Innenraum in allen Klassenräumen über alle
Messphasen orientierend zu vergleichen, wurde der „Innenraumanteil“ berechnet, indem von
der gemessenen Innenraumkonzentration die gleichzeitig gemessene Außenluftkonzentration abgezogen wurde. Die Gegenüberstellung der Messwoche in den 2006 untersuchten 4
Klassenräumen während DIN-Reinigung (2x wöchentlich) mit den Messdurchgängen in allen
sechs untersuchten Klassenräumen während intensivierter Reinigung (5x wöchentlich) erbrachte neue Hinweise, dass die erhöhte Reinigungsfrequenz die Feinstaubbelastung im
Klassenraum deutlich mindert – von im Mittel > 50 µg/m³ über der Außenluftbelastung während seltener Reinigung auf im Mittel 30 µg/m³ während täglicher Feuchtreinigung.
Feinstaubbelastung im Innenraum "Innenraumanteil" nach Abzug der
Außenluftbelastung
140
DIN
120
tägl.
µg/m3
100
80
60
40
20
0
AB
NB
Innen1
Innen 2
Passiv 3
Passiv 4
Abbildung 63: Feinstaubbelastung im Innenraum – Innenraumanteil (Differenz Raumluftbelastung minus Außenluftbelastung) – während der Wochen mit DIN-Reinigung
(zweimal wöchentlich) und mit täglicher Feuchtreinigung
Referenzen:
Stadtgesundheitsamt Frankfurt: Innenraumklima in Schulen. Dezernat für Umwelt, Bildung
und Frauen sowie Stadtgesundheitsamt Frankfurt, 2006 (www.frankfurt.de)
Stadtgesundheitsamt Frankfurt: Innenraumklima in Schulen – Passivhausschule im Vergleich
mit konventionellen Schulen. Frankfurt, 2007 (www.frankfurt.de)
D-21
D.3 Untersuchung des LGL Bayern
(modifiziert nach Dietrich 2006, Twardella et al. 2007)
Die Untersuchungen fanden von Mitte Oktober bis Ende November über sechs Wochen in
zwei Klassenräumen einer Grundschule im eher peripher gelegenen nördlichen Außenbereich von München statt. Die Grundschule ist Teil eines Schulkomplexes (Grundschule bis
Gymnasium). Die Messungen wurden täglich, im Intervall von 60 sec (minütliche Datenerhebung), von 07:45 – 13:25 Uhr durchgeführt. Es wurden die Raumklimaparameter Kohlendioxid (CO2), Temperatur (T) und die relative Luftfeuchte (% rF) sowie die Feinstaubkonzentrationen kontinuierlich und gravimetrisch erhoben. In Tabelle 29 sind die Rahmenbedingungen
(Reinigung und Lüftung) dargestellt.
In Woche 1 + 2 wurde die Ist-Situation der beiden Klassenräume erfasst. Dieser Zeitraum
stellt den Vergleichszeitraum in Bezug auf Interventionen dar. Die Lüftung und die Reinigung
wurden nicht geändert. Die Feuchtreinigung wurde jeweils am Montag und Mittwoch durchgeführt. Diese beschränkte sich nach einer Trockenreinigung der Klassenräume durch die
Schüler (händisches entfernen von Papier und trockenes Fegen des Fußbodens) auf feuchtes wischen des Fußbodens. Stühle, Tische und Wandtafel (sowie andere einfach zu reinigende ebene Flächen) wurden nicht von den Angestellten der Reinigungsfirma gereinigt.
In Woche 3 + 5 wurden unterschiedliche Lüftungsbedingungen vorgegeben. In Woche 3
wurden die Klassenräume alle 45 min. (vor Unterrichtsbeginn und jeweils in den Pausen) für
mindestens fünf Minuten quergelüftet (Fenster und Türen weit geöffnet), in den „großen“
Pausen (nach der vierten Stunde) für ca. 20 min. Die turnusmäßige Reinigung wurde, wie für
Woche 1 + 2 beschrieben, durchgeführt.
In Woche 4 waren Schulferien, es wurden keine Messwerte ermittelt.
In Woche 5 wurden die Lüftungszeiten in den Pausen um eine Lüftung (Stoßlüftung - Fenster
weit geöffnet) zur Stundenmitte (ca. 20 min. nach Stundenbeginn – jeweils fünf Minuten)
ausgedehnt.
Am Ende der fünften Woche (Freitag, 11.11.05) wurden die zwei Klassenräume intensiv gereinigt. Die Schüler selbst reinigten feucht die zahlreichen Fächer und Regale sowie die
Stühle und Schulbankunterbauten. Nach Unterrichtsende wurden die Leuchten sowie die
Fenster und Schulbänke im Raum 140 feucht gereinigt und der Fußboden mit einem handelsüblichen Staubsauger mit Abluft – HEPA – Filterung gereinigt.
Der Tag der Reinigung (Intervention) wurde bei der Auswertung nicht berücksichtigt, da
durch die Reinigungsaktivitäten selbst sehr hohe Feinstaubkonzentrationen der Innenraumluft während des Unterrichts (Reinigung durch die Schüler – große Aktivität und Staubaufwirbelungen) festgestellt wurden, die nicht in den „normalen“ Rahmen einzuordnen sind.
In den Wochen 6 + 7 wurde das Lüftungsregime beibehalten (vor Unterrichtsbeginn und alle
45 min. sowie zur Stundenmitte). An den Tagen der turnusmäßigen Reinigung (Montag und
Mittwoch) wurde vor dem feuchten Reinigen des Fußbodens im Raum 140 dieser mit dem
oben beschriebenen Staubsauger gereinigt. Am 16.11.05 (Mittwoch – Woche 6) wurde aufgrund des Feiertages (nur für Schüler) nicht gemessen und auch nicht intensiv gereinigt.
D-23
Tabelle 29: Planung der Lüftungs- und Reinigungsbedingungen
Lüftungsbedingungen
Woche 1
(10.10.-14.10.05)
Woche 2
(17.10.-21.10.05)
Reinigungsbedingungen
Klasse 1
Klasse 3
Klasse 1
Klasse 3
(Raum 140)
(Raum 144)
(Raum 140)
(Raum 144)
Keine Änderung
Keine Änderung
(Lehrer öffnet Fenster bzw. Türen bei Bedarf)
(Feuchtreinigung des Fußbodens Montag und
Mittwoch; bei Notwendigkeit tägliche Trockenreinigung durch die Schüler)
Alle 45 min Türen und Fenster
Keine Änderung
Woche 3
für jeweils 20 min öffnen (Quer-
(24.10-28.10.05)
lüftung vor dem Unterricht und in Mittwoch; bei Notwendigkeit tägliche Trockenden Pausen)
Woche 4
reinigung durch die Schüler)
Schulferien (keine Messungen)
(31.10.-04.11.05)
Keine Änderung
Mittwoch; bei Notwendigkeit tägliche Trockenreinigung durch die Schüler)
Woche 5
(07.11.-11.11.05)
Intensivreinigung
für jeweils 20 min öffnen (Quer-
am 11.11.05 durch
lüftung vor dem Unterricht, in
die Schüler (Abla-
den Pausen und auch während
gen, Fächer, Tische, 11.11.05 durch die
des Unterrichts)
Stühle, etc.) und
Schüler (Ablagen, Fä-
Projektteam (Gardi-
cher, Tische, Stühle,
Reinigung am
nen entfernt, Leuch- etc.)
ten, Fenster, Fußboden)
Woche 6
(14.11.-18.11.05)
Woche 7
21.11.-25.11.05)
für jeweils 20 min öffnen (Querlüftung vor dem Unterricht, in
den Pausen und auch während
des Unterrichts)
Montag und Mittwoch - Reinigung
Fußboden mit
HEPA-Staubsauger
vor normaler Feuchtreinigung
Keine Änderung
(Feuchtreinigung des
Fußbodens Montag
und Mittwoch; bei Notwendigkeit tägliche Trockenreinigung durch
die Schüler)
D.3.2 Messmethodik
In beiden Klassenräumen wurden die Temperatur, relative Luftfeuchte, CO2, PM10, PM2,5 sowie die Partikelanzahlkonzentration (0,23 – 20 µm) bestimmt.
Im Außenbereich wurden PM10, PM2,5 (analog zum Innenraum) sowie zu Unterrichtsbeginn
und –ende Temperatur, relative Luftfeuchte, CO2 (je 20 Messwerte im 15 sec. Intervall) erhoben.
Für die Bestimmung der Raumklimaparameter (Temperatur, relative Luftfeuchte und Kohlendioxid) wurde das Messgerät Testo 445 (Firma Testo, Lenzkirch) eingesetzt.
Der alveolengängige Staub aus der Raum- und Außenluft wurde mit einem Kleinfiltergerät
MVS 6.1 (Fa. Derenda, Teltow) gravimetrisch bestimmt. Es wurde mit einem Volumenstrom
von 2,3 m³/h gesammelt.
Mit dem kontinuierlich messenden Laser-Aerosol-Spektrometer 1.108 (Firma. Grimm, Ainring) wurde die Partikelanzahlkonzentration (> 0,23 µm) sowie verschiedene Partikelmassenfraktionen bestimmt. Die minütlichen Messungen wurden zu Tagesmedianen zusammengefasst, wobei nur solche Zeiten berücksichtigt wurden, zu denen Schüler im Raum waren.
Zudem wurde über ein Mess- bzw. Lüftungsprotokoll (auszufüllen durch die jeweiligen Lehrer) die Lüftung, die anwesenden Schüler und die Aktivität der Schüler erfasst. Die Angaben
der Lehrer über anwesende Schüler und Lüftungsbedingungen (z.B. Einhaltung der Vorgaben nach Plan – s. Tabelle 29) wurden aufgrund der CO2 – und Aktivitätsmesswerte für die
Auswertung abgeglichen.
Angaben über die Aktivität der Raumnutzer wurden durch den Einsatz von Akzelerometer Actiwatch activity monitors (Mini Mitter Computer Inc.) ermittelt. Insgesamt konnten 46 Akzelerometer (23 je Raum) eingesetzt werden. Diese 23 Akzelerometer wurden jeden Tag vor
Unterrichtsbeginn an die Schüler verteilt (Einverständniserklärungen der Eltern lagen vor).
Die Schüler (und Lehrer) wurden gebeten, bei Verlassen des Klassenraumes (Toilette bzw.
Pause oder Sportunterricht) die Geräte abzulegen, so dass die Aktivität der Schüler im Raum
erfasst werden konnte. Die Akzelerometer wurden täglich ausgelesen und für den nächsten
Tag neu programmiert, die Ausgabe der Geräte an die Schüler erfolgte zufällig, personenbezogene Daten wurden nicht erfasst. Während der Messperiode wurde festgestellt, dass die
Zuverlässigkeit der Akzelerometer bei einigen Geräten nicht gegeben war. Es wurden teils
konstante Werte angezeigt bzw. unplausibel hohe oder Null-Werte. Diese Werte wurden von
der Auswertung ausgeschlossen. Die verbleibenden Messwerte aller Schüler aus einem
D-25
Raum wurden über den Tag aufsummiert, um die Gesamtaktivität in dem Raum an diesem
Tag zu bestimmen (im folgenden Raumaktivität genannt).
D.3.3 Ergebnisse der gravimetrischen Messungen
Die Ergebnisse der gravimetrischen Innenraumluft- und Außenluftuntersuchungen sind in
Tabelle 30 und in Tabelle 31 dargestellt. In Abbildung 64 und in Abbildung 65 sind die zeitlichen Verläufe grafisch für PM10 und PM2,5 dargestellt. Der Messzeitraum war unabhängig
von anwesenden Raumnutzern jeweils von 07:45 bis 13:15 Uhr.
Im Raum 140 ergaben die gravimetrischen Messungen in den Wochen 1 + 2 (Ermittlung der
Ist-Situation) für PM10 167 µg/m³ (87; 209) und für PM2,5 93 µg/m³ (38; 148) – (Werte in
Klammern stellen den Minimal- bzw. Maximalwert in µg/m³ dar). Die Feinstaubkonzentrationen im Raum 144 für PM10 waren 152 µg/m³ (98; 218) sowie für PM2,5 62 µg/m³ (32; 96).
In den Wochen 3 + 5 (Einfluss der Lüftung auf Feinstaubgehalt) wurden für PM10 115 µg/m³
(91; 138) und für PM2,5 45 µg/m³ (35; 55) Feinstaubkonzentrationen festgestellt. Im Raum
144 wurden für PM10 131 µg/m³ (87; 210) und für PM2,5 40 µg/m³ (21; 51) Feinstaubkonzentrationen gemessen.
Bei der Analyse der Mittelwerte ergaben sich Hinweise auf eine Reduktion des Feinstaubgehaltes bei PM10 um 52 µg/m³ (31 %) und bei PM2,5 um 48 µg/m³ (52 %) im Raum 140. Im
Raum 144 konnte eine Reduktion der PM10 – Konzentrationen um 21 µg/m³ (14%) und der
PM2,5 - Konzentrationen um 22 µg/m³ (35 %) festgestellt werden.
In den Wochen 6 + 7 (Einfluss der Reinigung auf Feinstaubgehalt) konnten im Raum 140 für
PM10 77 µg/m³ (58; 110) und für PM2,5 29 µg/m³ (19; 38) Feinstaubgehalte festgestellt werden. Im Raum 144 ergaben die Messungen für PM10 109 µg/m³ (67; 123) sowie für PM2,5
32 µg/m³ (21; 36).
Die Mittelwerte der Messungen stellen eine Reduzierung der PM10 – Konzentration von
38 µg/m³ (33 %) und der PM2,5 – Konzentration von 16 µg/m³ (36 %) im Raum 140 dar. Im
Raum 144 wurde eine Reduzierung der PM10 –Konzentrationen von 22 µg/m³ (17 %) sowie
der PM2,5 – Konzentrationen von 8 µg/m³ (20 %) festgestellt.
Die Außenluft-Konzentrationen des Feinstaubs sinken von der ersten Messperiode (Median
PM10 71 µg/m³, PM2,5 57 µg/m³) auf (Median PM10 24 µg/m³, PM2,5 16 µg/m³) in der zweiten
Messperiode und auf (Median PM10 15 µg/m³, PM2,5 11 µg/m³) in der dritten Messperiode
(Tabelle 30 und Tabelle 31 sowie Abbildung 64 und Abbildung 65).
Während in Raum 144 keine wesentliche Änderung der körperlichen Aktivität der Schüler zu
erkennen ist, sinkt diese in Raum 140 von anfangs 1.518.141 Counts/Unterrichtstag auf
1.063.864 Counts/Unterrichtstag in der zweiten und 623.871 Counts/Unterrichtstag in der
dritten Messperiode.
Tabelle 30: Messergebnisse Feinstaub (gravimetrische Messungen [µg/m³]) und Raumaktivität für Raum 140 im Messperiodenvergleich
Woche 3 + 5
Woche 6 + 7
Raum 140
Woche 1 + 2
PM10 (Gravimetrie)
87 – 166 – 209
91 – 115 – 138
58 – 77 – 110
PM2,5 (Gravimetrie)
38 – 85 – 233
35 – 42 – 55
19 – 29 – 38
32 – 71 – 127
19 – 24 – 50
5 – 15 – 29
PM2,5 (Gravimetrie,
außen)
43 – 57 – 76
10 – 16 – 39
2 – 11 – 25
Raumaktivität
(Summe)
891.875 – 1.518.141 –
1.931.948
561.955 – 1.063.864 –
1.627.516
172.834 – 623.871 –
1.781.515
PM10 (Gravimetrie,
außen)
(ohne 11.11.05)
Minimalwert – Median (mittlerer Wert) – Maximalwert (bezogen auf Mittelwerte)
Tabelle 31: Messergebnisse Feinstaub (gravimetrische Messungen [µg/m³]) und Raumaktivität für Raum 144 im Messperiodenvergleich
Woche 3 + 5
Woche 6 + 7
Raum 144
Woche 1 + 2
PM10 (Gravimetrie)
98 – 152 – 218
87 – 131 – 210
67 – 109 – 123
PM2,5 (Gravimetrie)
32 – 62 – 96
21 – 40 – 51
21 – 32 – 36
PM10 (Gravimetrie,
außen)
32 – 71 – 127
19 – 24 – 50
5 – 15 – 29
PM2,5 (Gravimetrie,
außen)
43 – 57 – 76
10 – 16 – 39
2 – 11 – 25
Raumaktivität (Summe)
607.944 – 1.862.426 –
3.308.721
644.161 – 1.999.659 –
2.754.798
614.785 – 1.956.842 –
3.111.269
(ohne 11.11.05)
Minimalwert – Median (mittlerer Wert) – Maximalwert (bezogen auf Mittelwerte)
D-27
250
PM10 - Gravimetry R140
200
PM 10 [µg/m³]
PM10 - Gravimetry Outdoor
Day of intervention
(Friday)
PM10 - Gravimetry R144
150
100
50
0
Week 1
Week 2
Week 3
Week 4
Week 5
Week 6
Week 7
Time
Abbildung 64: Verlauf von den gravimetrisch ermittelten täglichen Werten (Mittelwerte) PM10
für Raum 140 und Raum 144 sowie die Außenwerte
160
PM2,5 - Gravimetry R140
PM2,5 - Gravimetry Outdoor
Day of intervention
(Friday)
140
PM2,5 - Gravimetry R144
PM 2,5 [µg/m³]
120
100
80
60
40
20
0
Week 1
Week 2
Week 3
Week 4
Week 5
Week 6
Week 7
Time
Abbildung 65: Verlauf von den gravimetrisch ermittelten täglichen Werten (Mittelwerte)
PM2,5 für Raum 140 und Raum 144 sowie die Außenwerte
D.3.4 Ergebnisse der kontinuierlichen Messungen
Die Ergebnisse der Raumluftuntersuchungen mittels kontinuierlicher Messungen des Feinstaubs im Raum 140 und Raum 144 sind in Tabelle 32 bzw. Tabelle 33 zusammengefasst.
Für den Raum 140 (Tabelle 32) sind für die Wochen 1+ 2 Feinstaubfraktionen für PM10 (Medianwerte) von 225 µg/m³ (90; 260), für PM2,5 von 37 µg/m³ (14; 47) und für PM1 von
17 µg/m³ (6; 22) gemessen worden (Werte in Klammern stellen den Minimal- bzw. Maximalwert in µg/m³ dar). Im Raum 144 (Tabelle 33) wurden für PM10 208 µg/m³ (176; 291), für
PM2,5 35 µg/m³ (23; 54) und für PM1 18 µg/m³ (7; 26) Feinstaubkonzentrationen festgestellt.
In den Wochen 3 + 5 wurden die Lüftungsbedingungen geändert, dadurch sollte der Einfluss
der gezielten Lüftung auf den Feinstaubgehalt der Innenraumluft beobachtet werden, es wurden für Raum 140 (Tabelle 32) eine PM10 – Konzentration von 166 µg/m³ (131; 256), eine
PM2,5 – Konzentration von 25 µg/m³ (20; 33) sowie eine PM1 – Konzentration von 10 µg/m³
(5; 15) festgestellt. Im Raum 144 (Tabelle 33) wurde eine PM10 – Konzentration von
197 µg/m³ (146; 308), eine PM2,5 – Konzentration von 31 µg/m³ (25; 39) sowie eine PM1 –
Konzentration von 13 µg/m³ (7; 17) gemessen.
Die Betrachtung der Mediane ergeben Hinweise auf eine Reduktion der Feinstaubbelastung
in Bezug auf gezielte Lüftung in den Klassenräumen. Für den Raum 140 ergab sich eine Reduktion für PM10 um 59 µg/m³ (23 %), für PM2,5 um 12 µg/m³ (32 %) sowie für PM1 um
7 µg/m³ (41 %). Im Raum 144 konnte für PM10 eine Reduktion von 11 µg/m³ (5 %), für PM2,5
von 4 µg/m³ (11 %) sowie für PM1 von 5 µg/m³ (28 %) verzeichnet werden.
In den Wochen 6 +7 wurde der Einfluss der Reinigung auf den Feinstaubgehalt der Innenraumluft untersucht. Im Raum 140 (Tabelle 32) wurde eine PM10 – Konzentration von
109 µg/m³ (101; 165), eine PM2,5 –Konzentration von 19 µg/m³ (13; 30) sowie eine PM1 –
Konzentration von 10 µg/m³ (4; 18) ermittelt. Im Raum 144 (Tabelle 33) waren die Ergebnisse für PM10 177 µg/m³ (127; 193), für PM2,5 26 µg/m³ (19; 31) sowie für PM1 12 µg/m³ (6; 19).
Wie erwartet ergaben sich Hinweise auf eine Reduktion des Feinstaubes in Bezug auf Lüften
und (intensiv) Reinigen bei der Betrachtung der Mediane. Im Raum 140 wurde eine Reduktion für PM10 um 57 µg/m³ (34 %), für PM2,5 um 6 µg/m³ (24 %) und keine Reduktion bei PM1
festgestellt. Für den Raum 144 ergab sich eine Reduktion für PM10 um 20 µg/m³ (10 %), für
PM2,5 um 5 µg/m³ (16 %) sowie für PM1 1 µg/m³ (8 %).
Durch die kontinuierliche Erfassung der Feinstaubgehalte besteht die Möglichkeit, z.B. in
Zeitperioden besonders hoher Raumaktivität den zeitlich hochaufgelösten Verlauf (minütlicher Tagesgang) der unterschiedlichen Feinstaubfraktionen darzustellen.
D-29
Tabelle 32: Messergebnisse Feinstaub (kontinuierliche Messungen [µg/m³]) für Raum 140
im Messperiodenvergleich
Raum 140
Woche 1 + 2
Woche 3 + 5
(ohne 11.11.05)
Woche 6 + 7
PM10 (kont.)
90 – 225 – 260
131 – 166 – 256
101 – 109 – 165
PM2,5 (kont.)
14 – 37 – 47
20 – 25 – 33
13 – 19 – 30
PM1 (kont.)
6 – 17 – 22
5 – 10 – 15
4 – 10 – 18
Minimalwert – Median (mittlerer Wert) – Maximalwert (bezogen auf Mediane)
Tabelle 33: Messergebnisse Feinstaub (kontinuierliche Messungen [µg/m³]) für Raum 144
im Messperiodenvergleich
Raum 144
Woche 1 + 2
Woche 3 + 5
(ohne 11.11.05)
Woche 6 + 7
PM10 (kont.)
176 – 208 – 291
146 – 195 – 308
127 – 177 – 193
PM2,5 (kont.)
23 – 35 – 54
25 – 31 – 39
19 – 26 – 31
PM1 (kont.)
7 – 18 – 26
7 – 12 – 17
6 – 12 – 19
Minimalwert – Median (mittlerer Wert) – Maximalwert (bezogen auf Mediane)
D.3.5 Lüftungs- und Reinigungseffekte
In Tabelle 34 und Tabelle 35 sind die Ergebnisse zu den Lüftungs- und Reinigungsmaßnahmen dargestellt.
Lüftungseffekte
Die mittlere PM10 – Konzentration lag in Woche 1+ 2 bei 157,3 µg/m³ und in Woche 3 + 5 bei
126,0 µg/m³. Unter Berücksichtigung des Klassenraumes ergibt sich im linearen Modell 1 eine Reduktion von 31,0 µg/m³, die statistisch signifikant ist. Wenn im Weiteren die Aktivität
der Schüler und die Außenluftwerte berücksichtigt werden (Modell 2), reduziert sich die Abnahme auf 2,4 µg/m³ und ist auch nicht mehr signifikant.
Die mittlere PM2,5 – Konzentration lag in Woche 1+ 2 bei 80,6 µg/m³ und in Woche 3 + 5 bei
41,4 µg/m³. Unter Berücksichtigung des Klassenraumes ergibt sich im linearen Modell 1 eine
Reduktion von 39,1 µg/m³, die statistisch signifikant ist. Wenn im Weiteren die Aktivität der
Schüler und die Außenwerte berücksichtigt werden (Modell 2), erhöht sich zwar die Abnahme auf 48,5 µg/m³, ist aber statistisch nicht mehr signifikant.
Die Änderung der Lüftungsbedingung hat somit keinen Einfluss auf die PM10 – Konzentration. Bei der PM2,5 – Konzentration kann eine Reduktion erzielt werden, die jedoch keine statistische Signifikanz aufweist.
Tabelle 34: Lüftungseffekt für PM10 und PM2,5 für Raum 140 und Raum 144
Mittelwert vor
Mittelwert nach
Modell 1*
Modell 2**
Änderung der Lüf-
Änderung der Lüf-
Lüftungseffekt
Lüftungseffekt
tung (Woche 1 + 2)
tung (Woche 3+ 5)
(95 % Konfidenzin-
(95 % Konfidenzin-
(Mittelwert ± Stan-
tervall)
tervall)
dardabweichung in
dardabweichung in
µg/m3)
µg/m3)
PM10
157,3 ± 39,2
126,0 ± 29,0
-31,0
(-54,2; -7,8)
-2,4
(-31,8; 27,0)
PM2,5
80,6 ± 46,6
41,4 ± 8,2
-39,1
(-61,8; -16,4)
-48,5
(-104,7; 7,7)
* adjustiert für Klassenraum
** adjustiert für Klassenraum, Aktivität und Außenwerten
Reinigungseffekte
Die mittlere PM10 – Konzentration lag in Woche 3 + 5 bei 126,0 µg/m³ und in Woche 6 + 7 bei
Schüler und die Außenwerte berücksichtigt werden (Modell 2), reduziert sich die Abnahme
auf 29,7 µg/m³ und ist weiterhin signifikant.
Die mittlere PM2,5 – Konzentration lag in Woche 3 + 5 bei 41,4 µg/m³ und in Woche 6 + 7 bei
Schüler und die Außenwerte berücksichtigt werden (Modell 2), reduziert sich die Abnahme
auf 6,0 µg/m³ und ist weiterhin signifikant.
Bei Berücksichtigung des Klassenraumes ergibt sich im linearen Modell 1 eine Reduktion
des PM2,5 um 11,3 µg/m³. Durch die zusätzliche Berücksichtigung von Raumaktivität und
Außenwerten verringert sich dieser Effekt auf 6,0 µg/m³, bleibt aber statistisch signifikant.
D-31
Zusammenfassend kann gesagt werden, dass eine Verbesserung der Reinigungsbedingungen mit einer signifikanten Reduktion der PM2,5 - Gehalte und insbesondere der PM10 - Konzentrationen einhergeht.
Tabelle 35: Reinigungseffekt für PM10 und PM2,5 für Raum 140 und Raum 144
Mittelwert vor
Mittelwert nach
Modell 1*
Modell 2**
Reinigung
Reinigung
Reingungseffekt
Reinigungseffekt
(Woche 3 + 5)
(Woche 6 + 7)
(95 % Konfidenzin-
(95 % Konfidenzin-
tervall)
tervall)
dardabweichung in
dardabweichung in
3
µg/m )
µg/m3)
PM10
126,0 ± 29,0
92,5 ± 20,8
-33,6
(-49,0; -18,1)
-29,7
(-45,7; -13,6)
PM2,5
41,4 ± 8,2
30,1 ± 6,0
-11,3
(-16,3; -6,3)
-6,0
(-10,2; -1,8)
* adjustiert für Klassenraum
** adjustiert für Klassenraum, Aktivität und Außenwerten
D.4 Länderuntersuchungsprogramm in öffentlichen Einrichtungen (LUPE I)
(erste Ergebnisse der Länder Bayern, Baden- Württemberg, Berlin, Niedersachsen)
Auf Anregung des LAUG wurde von den Ländern Bayern, Baden-Württemberg, Berlin und
Niedersachsen eine Arbeitsgruppe gebildet, aus der das gemeinsam abgestimmte Länderuntersuchungsprogramm in öffentlichen Einrichtungen (LUPE) resultiert.
Wesentliche erste Ziele sind die Ermittlung der partikulären Feinstaubkonzentration in Schulinnenräumen in Abhängigkeit vom Reinigungsverfahren sowie fehlende notwendige Erkenntnisse zu Quellen des Feinstaubes zu sammeln.
Es sollen Hinweise für in der Praxis auch flächendeckend umsetzbare Reinigungsverfahren
erarbeitet werden, welche die Feinstaubkonzentration in Schulinnenräumen unter Beachtung
der Verhältnismäßigkeit vermindern.
Das zwischen den Bundesländern abgestimmte Messprogramm ist zugunsten von Untersuchungsdauer, einer hohen Untersuchungstiefe und unter dem Aspekt möglichst valider und
vergleichbarer Messergebnisse auf wenige, dafür exemplarische Klassenräume ausgelegt.
Die Untersuchungen werden in Klassenräumen von Grundschulen unter üblichen Bedingungen und über die Unterrichtsdauer durchgeführt.
Die Grundschulen in Bayern und Niedersachsen befinden sich in Schulzentren, die 1978
bzw. 1970 im städtischen Gebiet mit überwiegender Wohnnutzung abseits vielbefahrener
Hauptstrassen errichtet wurden.
In der Regel befinden sich als Sonnenschutz im Klassenzimmer Vorhänge. Die Räume haben eine Größe von ca. 60 -70 m² (Volumen: ca. 190 -220 m³) und sind im Durchschnitt mit
25 Schülern belegt (Jahrgangsabhängig). In den Klassenräumen befindet sich ausschließlich
glatter Bodenbelag, in den Räumen sind Teppichelemente und Polstermöbel in Form von
Sitzecken bzw. „Kuschelecken“ vorhanden. Die Raumlüftung erfolgt über weit zu öffnende
Fenster, eine Querlüftung zum Flur ist möglich. In Niedersachsen erfolgt die Raumlüftung
zusätzlich zur Fensterlüftung über eine tagsüber laufende Abluftanlage. Die Decken sind
meist mit Platten abgehangen, in den Räumen befinden sich Regale und andere Ablagemöglichkeiten für Unterrichtsmittel.
D-33
Die jeweils 4-wöchigen Messungen bestehen aus der Erfassung des Ist-Zustandes (die ersten 2 Wochen jeder Serie) und nachfolgend des Zustandes unter optimierten Reinigungsbedingungen. Es sollen vier Messintervalle (ein Intervall je Jahreszeit) durchgeführt werden, um
auch den Einfluss der Jahreszeiten auf die Feinstaubbelastung zu erfassen und je nach gesammelten Erfahrungen z.B. die Reinigungsstrategie anzupassen.
Neben der kontinuierlichen Messung der Partikelkonzentration und –masse werden auch die
Raumklimaparameter (Kohlendioxid, Temperatur, relative Feuchte) erfasst. Dies wird wegen
des Einflusses der Außenluft mit entsprechenden Parallelmessungen flankiert.
Zur Erfassung von toxikologisch relevanten Potentialen, die über die reine Partikelwirkung
hinausgehen, werden filterbasierte Sammelverfahren zur Gravimetrie und Untersuchung von
Luftinhaltsstoffen wie Endotoxinen, Allergenen und anorganischen Inhaltsstoffen im Feinstaub durchgeführt.
Der erste Teil der LUPE-Interventionsstudien beinhaltete den Versuch mit möglichst geringem Reinigungsaufwand eine Reduzierung der Feinstaubkonzentration zu erreichen. Ausgehend von einer Mindestlüftung (möglichst vor und nach dem Unterricht sowie in den Pausen) sollte geprüft werden, ob, ausgehend von der meistens 2x pro Woche routinemäßig
durchgeführten Reinigung (jeweils trocken / nass), durch ein tägliches „Feuchtwischen“1 und
einem Nasswischens pro Woche (Reinigungsintervention) eine Verbesserung der Feinstaubsituation erreicht werden kann.
In Bayern wurde durch ein Protokoll, dass von den Lehrern auszufüllen war, die täglich anwesenden Personen je Unterrichtsstunde, soweit es ging die Aktivität der Schüler (Frontalunterricht: leichte Aktivität; Gruppenarbeit: mäßige Aktivität; Spiele: intensive Aktivität), die
Fensterstellung während des Unterrichts und der Pausen sowie die Anwesenheit der Schüler
in den großen Pausen erfasst. In Niedersachsen wurden annähernd ähnliche Parameter von
anwesenden Mitarbeitern des NLGA dokumentiert.
Die ersten Untersuchungsintervalle fanden in der Zeit von Dezember 2006 bis März 2007
statt:
Bayern
Baden-Württemberg
Berlin
Niedersachsen
20.11.2006 bis 15.12.2006
20.11.2006 bis 23.07.2007
05.03.2007 bis 30.03.2007
05.02.2007 bis 02.03.2007
1
Feuchtwischen ist ein staubbindendes Wischen des Bodenbelages in einer Arbeitsstufe mit nebelfeuchten oder präparierten Reinigungstextilien zur Beseitigung von lose aufliegendem Feinschmutz
(Staub, Flaum) und in geringem Umfang auch für aufliegenden Grobschmutz (Papierknäuel, Pappbecher etc.). Es ist die kostengünstigste manuelle Reinigungsmethode für glatte Böden und nicht zu
verwechseln mit dem aufwändigeren Nasswischen.
Die Ergebnisse der Feinstaubmessungen (PM10) mit kontinuierlich registrierenden Streulichtmessgeräten sind in den folgenden Diagrammen mit den Tagesmedianen, sowie dem 5.
und dem 95. Perzentil dargestellt. Die Tagesmediane lagen über alle Bundesländer betrachtet in einem Bereich von ca. 90 bis 380 µg PM10/m³.
Tabelle 36: Zusammenfassung der Mediane für PM10
Woche 1 + 2* – IST-Zustand
Woche 3 + 4* – Intervention
PM10 [µg/m³]
PM10 [µg/m³]
(bezogen auf Tagesmediane)
(bezogen auf Tagesmediane)
Bundesland
Med.
Min.
Max.
Med.
Min.
Max.
BY R1
252
190
276
245
212
297
BY R2
216
165
260
217
145
280
BE
258
170
385
290
180
383
NI R1
170
105
291
181
87
304
NI R2
186
122
290
145
95
250
BW 11. - 12.06
210
129
34
221
124
24
BW 01. - 02.07
114
75
18
135
78
19
BW 02.07 nicht gereinigt 267
169
62
BW 03.07
145
106
32
130
67
44
BW 04. - 05.07
81
52
33
59
35
22
BW 06. - 07.07
42
28
18
43
26
16
* in einigen Fällen erfolgte die Messung über andere Zeitabstände (s. Abbildungen 69 - 73)
Die Untersuchungen bestätigen die sowohl gegenüber der Außenluft als auch üblicher Innenraumluft vergleichsweise hohen Feinstaubkonzentrationen in Klassenräumen, wie sie
auch aus den vorangegangenen Studien bekannt sind.
Die zeitgleich vor dem Klassenraum untersuchte Außenluft lag im Mittel bei 30 µg PM10/m³
mit einer Spannweite von 8 bis 81 µg/m³ (Berlin), in Bayern lagen die Außenluftwerte während der Intervention bei 20 µg/m³ (5 – 35) und in Niedersachsen war der Außenluftmittelwert
25 µg/m³ (10 – 65).
Im Vorgriff auf die vollständigen Ergebnisse der Untersuchungen ergab sich bei der alleinigen Betrachtung der Feinstaubkonzentrationen (PM10, Abbildung 66 - Abbildung 75) keine
Verbesserung durch die beschriebene moderate Änderung der Reinigungsstrategie.
Der Verzicht auf eine Nassreinigung je Woche zugunsten des einfachen täglichen Feuchtwischens ergab keine signifikante Minderung des Feinstaubes in der Luft der Klassenräume.
Die Effekte der intensivierten Reinigung werden vermutlich von anderen komplexen Effekten
wie Raumaktivität, allgemeiner Grundreinigungszustand des Raumes, subjektives Lüftungsverhalten der Lehrer sowie Raumausstattung (z.B. Vorhänge) und verwendete Baumaterialien überlagert.
D-35
Die Ergebnisse der weiteren Untersuchungen, wie z.B. der Endotoxin- und Allergenbestimmung etc. müssen allerdings noch abgewartet werden.
LUPE I
Bayern (20.11. - 15.12.2006)
PM10 (Streulichtmessung) Raum 1
800
700
PM 10 [µg/m³]
600
500
400
300
200
100
0
KW47
KW48
KW49
KW50
Raum 1 (Tagesmedian, 5. und 95. Perzentil)
Abbildung 66: PM10-Konzentration (Tagesmedian, 5. und 95. Perzentil)
LUPE I
Bayern (20.11. - 15.12.2006)
800
700
PM 10 [µg/m³]
600
500
400
300
200
100
0
KW47
KW48
KW49
KW50
D-37
LUPE I
Berlin (05.03. - 30.03.2007)
PM10 (Streulichtmessung)
800
700
PM 10 [µg/m³]
600
500
400
300
200
100
0
KW10
KW11
KW12
KW13
(Tagesmedian, 5. und 95. Perzentil)
LUPE I
Niedersachsen (05.02. - 02.03.2007)
800
95. Perzentil: 997
700
PM 10 [µg/m³]
600
500
400
300
200
100
0
KW06
KW07
KW08
KW09
LUPE I
Niedersachsen (05.02. - 02.03.2007)
800
700
PM 10 [µg/m³]
600
500
400
300
200
100
0
KW06
KW07
KW08
KW09
D-39
LUPE I
Baden-Württemberg (20.12. - 22.12.06)
800
700
600
500
400
300
200
100
0
KW 47
normal
gereinigt
KW 48
normal
gereinigt
KW 49
verstärkt
gereinigt
KW 50
verstärkt
gereinigt
KW 51
normal
gereinig
t
LUPE I
800
700
600
PM10 µg pro m3
500
400
300
200
100
0
KW 6
verstärkt
gereinigt
12.02.07
KW 5
verstärkt
gereinigt
05.02.07
KW 4
verstärkt
gereinigt
29.01.07
KW 3
normal
gereinigt
22.01.07
15.01.07
08.01.07
KW 2
normal
gereinigt
KW 7
verstärkt
gereinigt
LUPE I
800
700
600
PM10 µg pro m3
500
400
300
200
100
0
KW 12
normal
gereinigt
KW 13
verstärkt
gereinigt
26.03.07
KW 11
normal
gereinigt
19.03.07
KW 10
nicht
gereinigt
12.03.07
05.03.07
26.02.07
KW 9 nicht
gereinigt
LUPE I
800
700
600
PM10 µg pro m3
500
400
300
200
100
0
KW 20
verstärkt
gereinigt
21.05.07
14.05.07
KW 19
verstärkt
gereinigt
07.05.07
KW 18
verstärkt
gereinigt
30.04.07
KW 17
normal
gereinigt
23.04.07
16.04.07
KW 16
normal
gereinigt
KW 21
verstärkt
gereinigt
D-41
LUPE I
800
700
600
PM10 µg pro m3
500
400
300
200
100
0
KW 29
verstärkt
gereinigt
23.07.07
KW 28
verstärkt
gereinigt
16.07.07
KW 27
verstärkt
gereinigt
09.07.07
KW 26
normal
gereinigt
02.07.07
KW 25
normal
gereinigt
25.06.07
18.06.07
11.06.07
KW 24
normal
gereinigt
Messungen unter sommerlichen Bedingungen, ausgehend vom gleichen Ist-Zustand und unter intensivierten Reinigungsbedingungen (tägliche Nassreinigung) wurden durchgeführt.
Die umfangreichen Auswertungen sind noch in Arbeit. Erste Teilergebnisse bestätigen die für
die warme Jahreszeit (Sommer) erwartete niedrigere Feinstaubbelastung.
Der wesentliche Beitrag zu dieser im Sommer deutlich geringeren Belastungssituation wird
durch die verbesserte Lüftung geleistet.
Eine Überprüfung des Reinigungseffektes mit anderen noch näher zu bestimmenden Reinigungsmethoden (z.B. Reinigung mit Staubsauger (Abluft HEPA-Filter)) ist notwendig.
Andere Fachinformationen zur Umweltmedizin
Gesundheit und Umwelt – Materialien zur Umweltmedizin
Erstmalig im Jahr 2001 hat das Bayerische Staatsministerium für Umwelt, Gesundheit und
Verbraucherschutz eine Reihe „Gesundheit und Umwelt - Materialien zur Umweltmedizin“
herausgegeben. Diese Reihe wird, beginnend mit dem Band 9, durch das Sachgebiet
Umweltmedizin des Bayerischen Landesamtes für Gesundheit und Lebensmittelsicherheit
(LGL) fortgeführt.
Die Materialien zur Umweltmedizin dienen der allgemeinen Information und im Besonderen
der Fachinformation der bayerischen Gesundheitsbehörden zu Themen aus den Bereichen
Umweltmedizin, Umwelthygiene, Umwelttoxikologie und Umweltepidemiologie.
Bisher sind in dieser Schriftenreihe folgende Bände erschienen:
Band 1
Mobilfunk: Ein Gesundheitsrisiko? (2001)
Band 2
PCB – Polychlorierte Biphenyle (2001)
Band 3
Fortbildung Umweltmedizin (Material der Fortbildung der Bayerischen Akademie für
Arbeits-, Sozial- und Umweltmedizin am 20./21.11.2001)
Band 4
Untersuchung und Bewertung der PCB-Belastung von Schülern und Lehrern in der
Georg-Ledebour-Schule, Nürnberg (2002)
Band 5
Aufgaben bei der Altlastenbehandlung (Material der Fortbildung der Akademien für
Gesundheit, Ernährung und Verbraucherschutz am 19./21.11.2002)
Band 6
Schutz vor der Entstehung allergischer Krankheiten:
Protektive Faktoren des bäuerlichen Lebens (2003)
Band 7
Umwelt und Gesundheit im Kindesalter. Ergebnisse einer Zusatzerhebung im Rahmen
der Schuleingangsuntersuchung 2001/2002 in 6 Gesundheitsämtern (2004)
Band 8
Projektbericht Schuleingangsuntersuchungen 2003: Umwelt und Gesundheit (2004)
Band 9
Grundlagen und Bewertungen im Rahmen des Human-Biomonitorings (2005)
Band 10
Longitudinale Kohortenstudie zur Erfassung akuter pulmonaler, kardialer und
hämatologischer/hämostaseologischer Wirkungen von Feinstaub unter realen
Umweltbedingungen (CorPuScula) (2005)
Band 11
Umweltmedizinische Bedeutung von Dieselruß / Feinstaub (2005)
Band 12
Kind und Umwelt - Teilprojekt Umweltperzeption und reale Risiken (2005)
Band 13
Band 14
Literaturstudie zu Acrylamid und aromatischen Aminen (2006)
Band 15
Band 16
Umweltmedizinische Bedeutung perfluorierter Kohlenwasserstoffe (PFC) (2006)
sowie der vorliegende
Band 17
(2007)
91058 Erlangen
Eggenreuther Weg 43
Telefon: 09131 764-0
85764 Oberschleißheim
Veterinärstraße 2
Telefon: 089 31560-0
97082 Würzburg
Luitpoldstraße 1
Telefon: 0931 41993-0
80538 München
Pfarrstraße 3
Telefon: 089 2184-0
www.lgl.bayern.de
Eggenreuther Weg 43, 91058 Erlangen
ISSN 1862-8052
(Print Ausgabe)
ISSN 1862-9601
(Online Ausgabe)
ISBN 978-3-939652-45-8
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Telefon: 09131 764-0
Telefax: 09131 764-102
ISBN 978-3-939652-46-5
(Online Version)
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Internet: www.lgl.bayern.de
Druck: StMUGV, München

Verhalten, Vorkommen und gesundheitliche Aspekte von

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