Ziel der Luftverschmutzungsmodellierung ist die Abschätzung von Schadstoffkonzentrationen im Freien, die beispielsweise durch industrielle Produktionsprozesse, unfallbedingte Freisetzungen oder Verkehr verursacht werden. Die Luftverschmutzungsmodellierung wird verwendet, um die Gesamtkonzentration eines Schadstoffs zu ermitteln und die Ursache für außergewöhnlich hohe Werte zu finden. Bei Projekten in der Planungsphase kann der zusätzliche Beitrag zur bestehenden Belastung im Voraus abgeschätzt und die Emissionsbedingungen optimiert werden.

Abbildung 1. Globales Umweltüberwachungssystem/Management der Luftverschmutzung

Abhängig von den für den jeweiligen Schadstoff festgelegten Luftqualitätsnormen sind Jahresmittelwerte oder kurzzeitige Spitzenkonzentrationen von Interesse. Üblicherweise müssen Konzentrationen dort bestimmt werden, wo Menschen aktiv sind – also oberflächennah in einer Höhe von etwa zwei Metern über dem Boden.

Parameter, die die Schadstoffausbreitung beeinflussen

Zwei Arten von Parametern beeinflussen die Schadstoffausbreitung: Quellparameter und meteorologische Parameter. Bei Quellparametern sind die Konzentrationen proportional zur emittierten Schadstoffmenge. Bei Stäuben muss zur Bestimmung der Sedimentation und Ablagerung des Materials der Partikeldurchmesser bekannt sein (VDI 1992). Da die Oberflächenkonzentrationen mit größerer Schornsteinhöhe geringer sind, muss auch dieser Parameter bekannt sein. Außerdem hängen die Konzentrationen von der Gesamtmenge des Abgases sowie von dessen Temperatur und Geschwindigkeit ab. Wenn die Temperatur des Abgases die Temperatur der Umgebungsluft übersteigt, unterliegt das Gas einem thermischen Auftrieb. Seine Austrittsgeschwindigkeit, die sich aus dem Kamininnendurchmesser und dem Abgasvolumen berechnen lässt, bewirkt einen dynamischen Impulsauftrieb. Zur Beschreibung dieser Merkmale können empirische Formeln verwendet werden (VDI 1985; Venkatram und Wyngaard 1988). Es muss betont werden, dass nicht die Masse des jeweiligen Schadstoffes, sondern die des gesamten Gases für den thermischen und dynamischen Auftrieb verantwortlich ist.

Meteorologische Parameter, die die Schadstoffausbreitung beeinflussen, sind Windgeschwindigkeit und -richtung sowie vertikale thermische Schichtung. Die Schadstoffkonzentration ist proportional zum Kehrwert der Windgeschwindigkeit. Das liegt vor allem am beschleunigten Transport. Außerdem nimmt die turbulente Vermischung mit zunehmender Windgeschwindigkeit zu. Da sogenannte Inversionen (dh Situationen, in denen die Temperatur mit der Höhe zunimmt) eine turbulente Mischung behindern, werden maximale Oberflächenkonzentrationen während einer hochstabilen Schichtung beobachtet. Im Gegensatz dazu verstärken konvektive Situationen die vertikale Durchmischung und weisen daher die niedrigsten Konzentrationswerte auf.

Luftqualitätsstandards – zum Beispiel Jahresmittelwerte oder 98-Perzentile – basieren in der Regel auf Statistiken. Daher werden Zeitreihendaten für die relevanten meteorologischen Parameter benötigt. Idealerweise sollte die Statistik auf einer zehnjährigen Beobachtung beruhen. Liegen nur kürzere Zeitreihen vor, ist darauf zu achten, dass diese für einen längeren Zeitraum repräsentativ sind. Dies kann beispielsweise durch die Analyse längerer Zeitreihen von anderen Beobachtungsorten erfolgen.

Die verwendeten meteorologischen Zeitreihen müssen zudem repräsentativ für den betrachteten Standort sein, also die lokalen Besonderheiten widerspiegeln. Dies ist besonders wichtig in Bezug auf Luftqualitätsstandards, die auf Spitzenanteilen der Verteilung basieren, wie z. B. 98 Perzentilen. Wenn keine solche Zeitreihe zur Hand ist, kann ein meteorologisches Strömungsmodell verwendet werden, um eine aus anderen Daten zu berechnen, wie unten beschrieben wird.

Das Global Atmospheric Watch (GAW)-Programm (Miller und Soudine 1994) liefert Daten und andere Informationen über die chemische Zusammensetzung und verwandte physikalische Eigenschaften der Atmosphäre und ihre Trends mit dem Ziel, die Beziehung zwischen der sich ändernden atmosphärischen Zusammensetzung und den Änderungen der globalen Atmosphäre zu verstehen und regionales Klima, der weiträumige atmosphärische Transport und die Ablagerung potenziell schädlicher Substanzen über terrestrische, Süßwasser- und Meeresökosysteme sowie der natürliche Kreislauf chemischer Elemente im globalen System Atmosphäre/Ozean/Biosphäre und anthropogene Auswirkungen darauf. Das GAW-Programm besteht aus vier Aktivitätsbereichen: dem Global Ozone Observing System (GO3OS), der globalen Überwachung der atmosphärischen Hintergrundzusammensetzung, einschließlich des Background Air Pollution Monitoring Network (BAPMoN); Ausbreitung, Transport, chemische Umwandlung und Ablagerung von Luftschadstoffen über Land und Meer auf unterschiedlichen Zeit- und Raumskalen; Schadstoffaustausch zwischen der Atmosphäre und anderen Umweltkompartimenten; und integrierte Überwachung. Einer der wichtigsten Aspekte des GAW ist die Einrichtung von Quality Assurance Science Activity Centers zur Überwachung der Qualität der im Rahmen des GAW produzierten Daten.

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Konzepte der Luftverschmutzungsmodellierung

Wie oben erwähnt, ist die Schadstoffausbreitung abhängig von Emissionsbedingungen, Transport und turbulenter Vermischung. Die Verwendung der vollständigen Gleichung, die diese Merkmale beschreibt, wird Eulersche Dispersionsmodellierung genannt (Pielke 1984). Bei diesem Ansatz müssen Zu- und Abgänge des betreffenden Schadstoffs an jedem Punkt auf einem imaginären räumlichen Raster und in bestimmten Zeitschritten bestimmt werden. Da diese Methode sehr komplex und rechenintensiv ist, kann sie in der Regel nicht routinemäßig gehandhabt werden. Für viele Anwendungen kann es jedoch unter Verwendung der folgenden Annahmen vereinfacht werden:

• keine Änderung der Emissionsbedingungen mit der Zeit

• keine Änderung der meteorologischen Bedingungen während des Transports

• Windgeschwindigkeiten über 1 m/s.

 

In diesem Fall kann die oben genannte Gleichung analytisch gelöst werden. Die resultierende Formel beschreibt eine Fahne mit Gaußscher Konzentrationsverteilung, das sogenannte Gaußsche Fahnenmodell (VDI 1992). Die Verteilungsparameter hängen von den meteorologischen Bedingungen und der Leeentfernung sowie von der Schornsteinhöhe ab. Sie müssen empirisch ermittelt werden (Venkatram und Wyngaard 1988). Situationen, in denen Emissionen und/oder meteorologische Parameter zeitlich und/oder räumlich erheblich variieren, können durch das Gaussian Puff Model (VDI 1994) beschrieben werden. Bei diesem Ansatz werden verschiedene Puffs in festen Zeitschritten ausgesandt, die jeweils ihrem eigenen Weg entsprechend den aktuellen meteorologischen Bedingungen folgen. Auf seinem Weg wächst jeder Zug entsprechend der turbulenten Mischung. Parameter, die dieses Wachstum beschreiben, müssen wiederum aus empirischen Daten ermittelt werden (Venkatram und Wyngaard 1988). Es muss jedoch betont werden, dass zur Erreichung dieses Ziels Eingabeparameter mit der erforderlichen zeitlichen und/oder räumlichen Auflösung verfügbar sein müssen.

Bei unfallbedingten Freisetzungen oder Einzelfallstudien ist ein Lagrange- oder Partikelmodell (VDI-Richtlinie 3945, Teil 3) wird empfohlen. Das Konzept dabei ist, die Wege vieler Partikel zu berechnen, von denen jedes eine feste Menge des betreffenden Schadstoffs darstellt. Die einzelnen Pfade setzen sich aus Transport durch den mittleren Wind und aus stochastischen Störungen zusammen. Aufgrund des stochastischen Anteils stimmen die Bahnen nicht vollständig überein, sondern bilden die Mischung durch Turbulenzen ab. Grundsätzlich sind Lagrange-Modelle in der Lage, komplexe meteorologische Bedingungen zu berücksichtigen - insbesondere Wind und Turbulenzen; Felder, die durch die unten beschriebenen Strömungsmodelle berechnet wurden, können für die Lagrange-Ausbreitungsmodellierung verwendet werden.

Ausbreitungsmodellierung in komplexem Gelände

Müssen Schadstoffkonzentrationen in strukturiertem Gelände bestimmt werden, kann es erforderlich sein, topographische Effekte auf die Schadstoffausbreitung in die Modellierung einzubeziehen. Solche Effekte sind zum Beispiel Transporte, die der topografischen Struktur folgen, oder thermische Windsysteme wie Meeresbrisen oder Gebirgswinde, die im Tagesverlauf die Windrichtung ändern.

Wenn solche Effekte in einem viel größeren Maßstab als das Modellgebiet auftreten, kann der Einfluss anhand meteorologischer Daten berücksichtigt werden, die die lokalen Eigenschaften widerspiegeln. Stehen solche Daten nicht zur Verfügung, kann die topographisch der Strömung aufgeprägte dreidimensionale Struktur durch Verwendung eines entsprechenden Strömungsmodells gewonnen werden. Basierend auf diesen Daten kann die Ausbreitungsmodellierung selbst durchgeführt werden, wobei eine horizontale Homogenität angenommen wird, wie oben im Fall des Gaußschen Plume-Modells beschrieben. In Situationen, in denen sich die Windverhältnisse innerhalb des Modellgebiets jedoch erheblich ändern, muss die Ausbreitungsmodellierung selbst die dreidimensionale Strömung berücksichtigen, die von der topografischen Struktur beeinflusst wird. Wie oben erwähnt, kann dies unter Verwendung eines Gaußschen Puffs oder eines Lagrange-Modells erfolgen. Eine andere Möglichkeit besteht darin, die komplexere Eulersche Modellierung durchzuführen.

Um die Windrichtung in Übereinstimmung mit dem topographisch strukturierten Gelände zu bestimmen, kann eine massenkonsistente oder diagnostische Strömungsmodellierung verwendet werden (Pielke 1984). Mit diesem Ansatz wird die Strömung an die Topographie angepasst, indem die Anfangswerte so wenig wie möglich verändert werden und ihre Masse konstant gehalten wird. Da dies ein Ansatz ist, der zu schnellen Ergebnissen führt, kann er auch verwendet werden, um Windstatistiken für einen bestimmten Standort zu berechnen, wenn keine Beobachtungen verfügbar sind. Dazu werden geostrophische Windstatistiken (dh obere Luftdaten von Rawinsonden) verwendet.

Sollen jedoch thermische Windsysteme genauer betrachtet werden, müssen sogenannte Prognosemodelle verwendet werden. Je nach Maßstab und Steilheit des Modellgebietes bietet sich ein hydrostatischer oder der noch komplexere nicht-hydrostatische Ansatz an (VDI 1981). Modelle dieser Art benötigen viel Rechenleistung, sowie viel Erfahrung in der Anwendung. Konzentrationsbestimmungen auf Basis von Jahresmitteln sind mit diesen Modellen im Allgemeinen nicht möglich. Stattdessen können Worst-Case-Studien durchgeführt werden, indem nur eine Windrichtung und die Windgeschwindigkeits- und Schichtungsparameter berücksichtigt werden, die zu den höchsten Oberflächenkonzentrationswerten führen. Wenn diese Worst-Case-Werte die Luftqualitätsnormen nicht überschreiten, sind detailliertere Studien nicht erforderlich.

Abbildung 2. Topographische Struktur einer Modellregion

Abbildung 2, Abbildung 3 und Abbildung 4 zeigen, wie der Transport und die Abgabe von Schadstoffen in Bezug auf den Einfluss von Gelände- und Windklimatologien dargestellt werden können, die aus der Berücksichtigung von Oberflächen- und geostrophischen Windfrequenzen abgeleitet werden.

Abbildung 3. Oberflächenhäufigkeitsverteilungen, bestimmt aus der geostrophischen Häufigkeitsverteilung

Abbildung 4. Jährliche mittlere Schadstoffkonzentrationen für eine hypothetische Region, berechnet aus der geostrophischen Häufigkeitsverteilung für heterogene Windfelder

Ausbreitungsmodellierung bei niedrigen Quellen

Bei der Luftverschmutzung durch niedrige Quellen (z. B. Schornsteinhöhen in der Größenordnung der Gebäudehöhe oder Emissionen des Straßenverkehrs) muss der Einfluss der umliegenden Gebäude berücksichtigt werden. Die Emissionen des Straßenverkehrs werden bis zu einem gewissen Grad in Straßenschluchten aufgefangen. Es wurden empirische Formulierungen gefunden, um dies zu beschreiben (Yamartino und Wiegand 1986).

Schadstoffe, die von einem auf einem Gebäude befindlichen niedrigen Schornstein emittiert werden, werden in der Zirkulation auf der Leeseite des Gebäudes aufgefangen. Das Ausmaß dieser Leezirkulation hängt von der Höhe und Breite des Gebäudes sowie von der Windgeschwindigkeit ab. Daher sind vereinfachte Ansätze zur Beschreibung der Schadstoffausbreitung in einem solchen Fall allein anhand der Gebäudehöhe nicht allgemeingültig. Die vertikale und horizontale Ausdehnung der Lee-Zirkulation wurde aus Windkanalstudien (Hosker 1985) erhalten und kann in massenkonsistente Diagnosemodelle implementiert werden. Sobald das Strömungsfeld bestimmt ist, kann daraus der Transport und die turbulente Durchmischung der emittierten Schadstoffe berechnet werden. Dies kann durch Lagrange- oder Eulersche Dispersionsmodellierung erfolgen.

Genauere Untersuchungen – beispielsweise zu unfallbedingten Freisetzungen – können nur mit nicht-hydrostatischen Strömungs- und Ausbreitungsmodellen anstelle eines diagnostischen Ansatzes durchgeführt werden. Da dies im Allgemeinen eine hohe Rechenleistung erfordert, empfiehlt sich vor einer vollständigen statistischen Modellierung ein Worst-Case-Ansatz wie oben beschrieben.

 

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

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

Messplanung

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

Flächenmessung:

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

 

Anlagenmessung:

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

 

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

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

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

 

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

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

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

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

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

Qualitätssicherung

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

Verfahrensorientierte Maßnahmen

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

Nutzerorientierte Maßnahmen

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

Zu den wichtigen Aspekten der Maßnahmen zur Benutzerqualitätskontrolle gehören:

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

 

Messverfahren

Messverfahren für anorganische Gase

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

Manuelle Verfahren

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

Tabelle 2. Manuelle Messverfahren für anorganische Gase

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

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

Automatisierte Verfahren

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

Table 3. Automatisierte Messverfahren für anorganische Gase

 

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

Messverfahren für staubbildende Luftschadstoffe und deren Zusammensetzung

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

Messung von Schwebstaub und metallischen Verbindungen in SPM

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

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

Tabelle 4. Messverfahren für Schwebstaub (SPM)

 

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

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

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

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

Messung von Staubniederschlag und metallischen Verbindungen im Staubniederschlag

Zum Sammeln von Staub werden zwei grundsätzlich unterschiedliche Methoden verwendet:

• Probenahme in Sammelgefäßen

• Probenahme auf Klebeflächen.

 

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

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

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

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

Messen von speziellen Materialien in Staubform

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

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

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

Messen von nassen Ablagerungen

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

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

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

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

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

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

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

Optische Fernmessverfahren

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

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

Tabelle 5. Langstrecken-Messverfahren

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

 

Messverfahren für organische Luftschadstoffe

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

 

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

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

Olfaktometrische Untersuchungen

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

Grundsätzlich lassen sich drei methodische Ansätze unterscheiden:

• Messung der Emissionskonzentration (Anzahl Geruchseinheiten) mit einem Olfaktometer und anschließender Ausbreitungsmodellierung

• Messung einzelner Komponenten (z. B. NH₃) oder Mischungen von Verbindungen (z. B. Gaschromatographie von Deponiegasen), wenn diese den Geruch hinreichend charakterisieren

• Geruchsbestimmungen durch Begehungen.

 

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

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

Screening-Messverfahren

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

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

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

Netze zur Überwachung der Luftqualität

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

Kontinuierliche Überwachung von Netzwerken

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

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

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

Messnetze für Stichprobenmessungen

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

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

 

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

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

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

 

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Management der Luftverschmutzung

Das Ziel eines Managers eines Luftreinhaltungssystems besteht darin, sicherzustellen, dass übermäßige Konzentrationen von Luftschadstoffen kein empfindliches Ziel erreichen. Ziele können Menschen, Pflanzen, Tiere und Materialien sein. In allen Fällen sollten wir uns mit der empfindlichsten dieser Gruppen befassen. Luftschadstoffe können Gase, Dämpfe, Aerosole und in einigen Fällen biologisch gefährliche Materialien umfassen. Ein gut konzipiertes System verhindert, dass ein Ziel eine schädliche Konzentration eines Schadstoffs erhält.

Die meisten Luftreinhaltungssysteme beinhalten eine Kombination mehrerer Kontrolltechniken, normalerweise eine Kombination aus technologischen Kontrollen und administrativen Kontrollen, und in größeren oder komplexeren Quellen kann es mehr als eine Art von technologischer Kontrolle geben.

Idealerweise erfolgt die Auswahl der geeigneten Steuerung im Kontext der zu lösenden Problemstellung.

• Was wird in welcher Konzentration emittiert?
• Was sind die Ziele? Was ist das anfälligste Ziel?
• Was sind akzeptable kurzfristige Expositionsniveaus?
• Was sind akzeptable Langzeitbelastungen?
• Welche Kombination von Kontrollen muss gewählt werden, um sicherzustellen, dass die Kurzzeit- und Langzeitexpositionswerte nicht überschritten werden?

 

Tabelle 1 beschreibt die Schritte in diesem Prozess.

 

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Tabelle 1. Schritte zur Auswahl von Verschmutzungskontrollen

 

 

* Bei der Einstellung der Expositionswerte in Schritt 3 muss beachtet werden, dass es sich bei diesen Expositionen um Gesamtexpositionen handelt, nicht nur um die der Anlage. Sobald das akzeptable Niveau festgelegt wurde, werden Hintergrundwerte und Beiträge anderer Pflanzen einfach abgezogen, um die maximale Menge zu bestimmen, die die Anlage emittieren kann, ohne das akzeptable Expositionsniveau zu überschreiten. Geschieht dies nicht und dürfen drei Anlagen die maximale Menge emittieren, werden die Zielgruppen dem Dreifachen der zulässigen Menge ausgesetzt.

** Einige Materialien wie Karzinogene haben keinen Schwellenwert, unterhalb dessen keine schädlichen Wirkungen auftreten. Solange ein Teil des Materials in die Umwelt entweichen kann, besteht daher ein gewisses Risiko für die Zielpopulationen. In diesem Fall kann kein No-Effect-Pegel (anders als Null) eingestellt werden. Stattdessen muss ein akzeptables Risikoniveau festgelegt werden. Üblicherweise wird dies im Bereich von 1 unerwünschtem Ergebnis auf 100,000 bis 1,000,000 exponierte Personen festgelegt.

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Einige Gerichtsbarkeiten haben einen Teil der Arbeit geleistet, indem sie Standards festgelegt haben, die auf der maximalen Konzentration einer Verunreinigung basieren, die ein anfälliges Ziel erhalten kann. Bei dieser Art von Standard muss der Manager die Schritte 2 und 3 nicht durchführen, da dies bereits von der Regulierungsbehörde durchgeführt wurde. Bei diesem System muss der Manager nur die unkontrollierten Emissionsstandards für jeden Schadstoff festlegen (Schritt 1) ​​und dann bestimmen, welche Kontrollen erforderlich sind, um den Standard zu erfüllen (Schritt 4).

Durch Luftqualitätsstandards können Regulierungsbehörden die individuelle Exposition messen und so feststellen, ob jemand potenziell schädlichen Werten ausgesetzt ist. Es wird davon ausgegangen, dass die unter diesen Bedingungen gesetzten Standards niedrig genug sind, um die anfälligste Zielgruppe zu schützen. Dies ist nicht immer eine sichere Annahme. Wie in Tabelle 2 gezeigt, kann es große Unterschiede bei den gängigen Luftqualitätsnormen geben. Die Luftqualitätsnormen für Schwefeldioxid reichen von 30 bis 140 μg/m³. Bei weniger häufig regulierten Materialien kann diese Variation sogar noch größer sein (1.2 bis 1,718 μg/m³), wie in Tabelle 3 für Benzol gezeigt. Dies ist nicht verwunderlich, da die Ökonomie bei der Standardsetzung eine ebenso große Rolle spielen kann wie die Toxikologie. Wenn ein Standard nicht niedrig genug angesetzt wird, um anfällige Bevölkerungsgruppen zu schützen, ist niemandem gut gedient. Exponierte Bevölkerungsgruppen haben ein falsches Vertrauen und können unwissentlich einem Risiko ausgesetzt werden. Der Emittent mag zunächst das Gefühl haben, von einem milderen Standard profitiert zu haben, aber wenn Auswirkungen in der Gemeinde das Unternehmen dazu zwingen, seine Kontrollen neu zu gestalten oder neue Kontrollen zu installieren, könnten die Kosten höher sein, als wenn man es beim ersten Mal richtig macht.

Tabelle 2. Bereich der Luftqualitätsnormen für eine allgemein kontrollierte Luftverunreinigung (Schwefeldioxid)

 

Tabelle 3. Bereich der Luftqualitätsnormen für eine weniger häufig kontrollierte Luftverunreinigung (Benzol)

Die Werte wurden auf eine Mittelungszeit von 24 Stunden standardisiert, um die Vergleiche zu erleichtern.

(Adaptiert von Calabrese und Kenyon 1991.)

 

Manchmal wird dieser schrittweise Ansatz zur Auswahl von Luftreinhaltungsmaßnahmen kurzgeschlossen, und die Regulierungsbehörden und Designer gehen direkt zu einer „universellen Lösung“. Eine solche Methode ist die beste verfügbare Steuerungstechnologie (BACT). Es wird davon ausgegangen, dass durch die Verwendung der besten Kombination aus Scrubbern, Filtern und guten Arbeitspraktiken an einer Emissionsquelle ein Emissionsniveau erreicht wird, das niedrig genug ist, um die anfälligste Zielgruppe zu schützen. Häufig liegt das resultierende Emissionsniveau unter dem Minimum, das zum Schutz der anfälligsten Ziele erforderlich ist. Auf diese Weise sollten alle unnötigen Belichtungen eliminiert werden. Beispiele für BACT sind in Tabelle 4 aufgeführt.

Tabelle 4. Ausgewählte Beispiele der besten verfügbaren Steuerungstechnologie (BACT), die die verwendete Steuerungsmethode und die geschätzte Effizienz zeigen

 

BACT allein gewährleistet keine angemessenen Kontrollniveaus. Obwohl dies das beste Steuersystem auf der Grundlage von Gasreinigungssteuerungen und guten Betriebspraktiken ist, ist BACT möglicherweise nicht gut genug, wenn die Quelle eine große Anlage ist oder wenn sie sich neben einem empfindlichen Ziel befindet. Die beste verfügbare Steuerungstechnologie sollte getestet werden, um sicherzustellen, dass sie tatsächlich gut genug ist. Die resultierenden Emissionsstandards sollten überprüft werden, um festzustellen, ob sie selbst mit den besten Gasreinigungssteuerungen noch schädlich sein können oder nicht. Wenn die Emissionsnormen immer noch schädlich sind, müssen möglicherweise andere grundlegende Kontrollen in Betracht gezogen werden, z. B. die Auswahl sichererer Prozesse oder Materialien oder die Verlagerung in einen weniger sensiblen Bereich.

Eine weitere „universelle Lösung“, die einige der Schritte umgeht, sind Quellleistungsstandards. Viele Gerichtsbarkeiten legen Emissionsnormen fest, die nicht überschritten werden dürfen. Emissionsstandards basieren auf Emissionen an der Quelle. Normalerweise funktioniert das gut, aber wie BACT können sie unzuverlässig sein. Die Werte sollten niedrig genug sein, um die maximalen Emissionen niedrig genug zu halten, um empfindliche Zielpopulationen vor typischen Emissionen zu schützen. Wie bei der besten verfügbaren Kontrolltechnologie ist dies jedoch möglicherweise nicht gut genug, um alle zu schützen, wenn es große Emissionsquellen oder in der Nähe anfällige Bevölkerungsgruppen gibt. Ist dies der Fall, müssen andere Verfahren angewendet werden, um die Sicherheit aller Zielgruppen zu gewährleisten.

Sowohl BACT als auch Emissionsstandards haben einen grundlegenden Fehler. Sie gehen davon aus, dass bei Erfüllung bestimmter Kriterien in der Anlage die Zielgruppen automatisch geschützt werden. Dies ist nicht unbedingt der Fall, aber sobald ein solches System gesetzlich verankert ist, werden die Auswirkungen auf das Ziel der Einhaltung des Gesetzes untergeordnet.

Als Mindestkriterien für Kontrollen sollten BACT- und Quellenemissionsstandards oder Designkriterien verwendet werden. Wenn BACT- oder Emissionskriterien die anfälligen Ziele schützen, können sie wie beabsichtigt verwendet werden, andernfalls müssen andere Verwaltungskontrollen angewendet werden.

Kontrollmaßnahmen

Kontrollen können in zwei grundlegende Arten von Kontrollen unterteilt werden – technologische und administrative. Technologische Kontrollen werden hier als die Hardware definiert, die an einer Emissionsquelle angebracht wird, um Verunreinigungen im Gasstrom auf ein Niveau zu reduzieren, das für die Gemeinschaft akzeptabel ist und das das empfindlichste Ziel schützt. Verwaltungskontrollen werden hier als andere Kontrollmaßnahmen definiert.

Technologische Kontrollen

Gasreinigungssysteme werden an der Quelle vor dem Schornstein platziert, um Verunreinigungen aus dem Gasstrom zu entfernen, bevor er an die Umgebung abgegeben wird. Tabelle 5 zeigt eine kurze Zusammenfassung der verschiedenen Klassen von Gasreinigungssystemen.

Tabelle 5. Gasreinigungsverfahren zur Entfernung schädlicher Gase, Dämpfe und Partikel aus industriellen Prozessemissionen

 

Der Gasreiniger ist Teil eines komplexen Systems, das aus Hauben, Kanälen, Ventilatoren, Reinigern und Schornsteinen besteht. Das Design, die Leistung und die Wartung jedes Teils wirken sich auf die Leistung aller anderen Teile und des Systems als Ganzes aus.

Es ist zu beachten, dass die Systemeffizienz für jeden Reinigertyp stark variiert, abhängig von seiner Konstruktion, dem Energieeintrag und den Eigenschaften des Gasstroms und der Verunreinigung. Daher sind die Beispielwirkungsgrade in Tabelle 5 nur Näherungswerte. Die Variation der Effizienz wird mit Nasswäschern in Tabelle 5 gezeigt. Die Sammeleffizienz von Nasswäschern reicht von 98.5 Prozent für 5-μm-Partikel bis 45 Prozent für 1-μm-Partikel bei demselben Druckabfall über den Wäscher (6.8 Zoll Wassersäule (wg )). Bei gleicher Partikelgröße von 1 μm steigt der Wirkungsgrad von 45 Prozent Wirkungsgrad bei 6.8 wg auf 99.95 % bei 50 wg. Daher müssen Gasreiniger an den jeweiligen Gasstrom angepasst werden. Die Verwendung generischer Geräte wird nicht empfohlen.

Müllentsorgung

Bei der Auswahl und Konstruktion von Gasreinigungssystemen muss sorgfältig auf die sichere Entsorgung des gesammelten Materials geachtet werden. Wie in Tabelle 6 gezeigt, produzieren einige Prozesse große Mengen an Verunreinigungen. Wenn die meisten Verunreinigungen von der Gasreinigungsanlage gesammelt werden, kann es zu einem Entsorgungsproblem für gefährlichen Abfall kommen.

Tabelle 6. Beispiele für unkontrollierte Emissionsraten für ausgewählte Industrieprozesse

 

In einigen Fällen können die Abfälle wertvolle Produkte enthalten, die recycelt werden können, wie Schwermetalle aus einer Schmelze oder Lösungsmittel aus einer Lackierstraße. Die Abfälle können als Rohstoff für andere industrielle Prozesse verwendet werden – beispielsweise kann als Schwefelsäure gesammeltes Schwefeldioxid zur Herstellung von Düngemitteln verwendet werden.

Wenn die Abfälle nicht recycelt oder wiederverwendet werden können, ist die Entsorgung möglicherweise nicht einfach. Nicht nur die Lautstärke kann ein Problem sein, sondern sie können selbst gefährlich sein. Wenn beispielsweise die aus einem Kessel oder einer Schmelze aufgefangene Schwefelsäure nicht wiederverwendet werden kann, muss sie vor der Entsorgung weiter behandelt werden, um sie zu neutralisieren.

Dispersion

Dispersion kann die Konzentration eines Schadstoffs an einem Ziel reduzieren. Es muss jedoch daran erinnert werden, dass die Dispergierung nicht die Gesamtmenge an Material verringert, die eine Anlage verlässt. Ein hoher Stapel ermöglicht nur, dass sich die Wolke ausbreitet und verdünnt wird, bevor sie den Boden erreicht, wo wahrscheinlich anfällige Ziele vorhanden sind. Wenn der Schadstoff in erster Linie eine Belästigung darstellt, wie beispielsweise ein Geruch, kann eine Verteilung akzeptabel sein. Wenn das Material jedoch persistent oder kumulativ ist, wie z. B. Schwermetalle, ist eine Verdünnung möglicherweise keine Antwort auf ein Luftverschmutzungsproblem.

Dispersion sollte mit Vorsicht verwendet werden. Lokale Wetter- und Bodenoberflächenbedingungen müssen berücksichtigt werden. Beispielsweise kann es in kälteren Klimazonen, insbesondere bei Schneebedeckung, zu häufigen Temperaturinversionen kommen, die Schadstoffe in Bodennähe einschließen können, was zu unerwartet hohen Expositionen führt. Wenn sich eine Anlage in einem Tal befindet, können sich die Schwaden in ähnlicher Weise im Tal auf und ab bewegen oder von umliegenden Hügeln blockiert werden, sodass sie sich nicht wie erwartet ausbreiten und auflösen.

Administrative Kontrollen

Neben den technologischen Systemen gibt es eine weitere Gruppe von Kontrollen, die bei der Gesamtkonzeption eines Luftreinhaltungssystems berücksichtigt werden müssen. Sie stammen größtenteils aus den Grundwerkzeugen der Betriebshygiene.

Substitution

Eine der bevorzugten Arbeitshygienemethoden zur Kontrolle von Umweltgefahren am Arbeitsplatz besteht darin, ein sichereres Material oder Verfahren zu ersetzen. Wenn ein sichereres Verfahren oder Material verwendet und schädliche Emissionen vermieden werden können, wird die Art oder Wirksamkeit von Kontrollen akademisch. Es ist besser, das Problem zu vermeiden, als zu versuchen, eine schlechte erste Entscheidung zu korrigieren. Beispiele für die Substitution sind die Verwendung sauberer Brennstoffe, Abdeckungen für die Massenlagerung und niedrigere Temperaturen in Trocknern.

Das gilt für kleinere Anschaffungen ebenso wie für die großen Auslegungskriterien der Anlage. Wenn nur umweltverträgliche Produkte oder Verfahren eingekauft werden, besteht keine Gefahr für die Umwelt, drinnen oder draußen. Wenn ein falscher Kauf getätigt wird, besteht der Rest des Programms darin, zu versuchen, diese erste Entscheidung zu kompensieren. Wenn ein kostengünstiges, aber gefährliches Produkt oder Verfahren gekauft wird, sind möglicherweise spezielle Handhabungsverfahren und -geräte sowie spezielle Entsorgungsmethoden erforderlich. Infolgedessen hat der Billigartikel möglicherweise nur einen niedrigen Anschaffungspreis, aber einen hohen Gebrauchs- und Entsorgungspreis. Vielleicht wäre ein sichereres, aber teureres Material oder Verfahren auf lange Sicht weniger kostspielig gewesen.

Lokale Belüftung

Kontrollen sind für alle identifizierten Probleme erforderlich, die nicht durch den Ersatz sichererer Materialien oder Methoden vermieden werden können. Emissionen beginnen an der einzelnen Baustelle, nicht am Schornstein. Ein Belüftungssystem, das Emissionen an der Quelle auffängt und kontrolliert, trägt dazu bei, die Gemeinschaft zu schützen, wenn es richtig konzipiert ist. Die Hauben und Kanäle des Lüftungssystems sind Teil des Gesamtsystems zur Luftreinhaltung.

Ein lokales Belüftungssystem wird bevorzugt. Es verdünnt die Verunreinigungen nicht und liefert einen konzentrierten Gasstrom, der vor der Freisetzung in die Umwelt leichter zu reinigen ist. Gasreinigungsgeräte sind effizienter bei der Reinigung von Luft mit höheren Schadstoffkonzentrationen. Beispielsweise verhindert eine Auffanghaube über dem Ausguss eines Metallofens, dass Verunreinigungen in die Umgebung gelangen, und leitet die Dämpfe an das Gasreinigungssystem weiter. Aus Tabelle 5 ist ersichtlich, dass die Reinigungseffizienz von Absorptions- und Adsorptionsreinigern mit der Schadstoffkonzentration zunimmt und Kondensationsreiniger für geringe Schadstoffkonzentrationen (< 2,000 ppm) nicht empfohlen werden.

Wenn Schadstoffe nicht an der Quelle aufgefangen werden und durch Fenster und Lüftungsöffnungen entweichen können, werden sie zu unkontrollierten flüchtigen Emissionen. In einigen Fällen können diese unkontrollierten flüchtigen Emissionen erhebliche Auswirkungen auf die unmittelbare Nachbarschaft haben.

Isolation

Isolation – die Anlage entfernt von anfälligen Zielen zu platzieren – kann eine wichtige Kontrollmethode sein, wenn technische Kontrollen allein nicht ausreichen. Dies kann das einzige Mittel sein, um ein akzeptables Kontrollniveau zu erreichen, wenn man sich auf die beste verfügbare Kontrolltechnologie (BACT) verlassen muss. Wenn eine Zielgruppe nach Anwendung der besten verfügbaren Kontrollen immer noch gefährdet ist, muss erwogen werden, einen alternativen Standort zu finden, an dem keine empfindlichen Populationen vorhanden sind.

Isolierung, wie oben dargestellt, ist ein Mittel, um eine einzelne Pflanze von anfälligen Zielen zu trennen. Ein weiteres Isolationssystem besteht darin, dass lokale Behörden die Zoneneinteilung verwenden, um Branchenklassen von anfälligen Zielen zu trennen. Sobald die Industrien von den Zielpopulationen getrennt wurden, sollte es der Bevölkerung nicht gestattet werden, neben die Anlage umzuziehen. Obwohl dies nach gesundem Menschenverstand erscheint, wird es nicht so oft angewendet, wie es sein sollte.

Arbeitsabläufe

Arbeitsverfahren müssen entwickelt werden, um sicherzustellen, dass die Ausrüstung ordnungsgemäß und sicher verwendet wird, ohne Gefahr für Arbeiter oder die Umwelt. Komplexe Abluftreinigungsanlagen müssen ordnungsgemäß gewartet und betrieben werden, wenn sie ihre Aufgabe wie vorgesehen erfüllen sollen. Ein wichtiger Faktor dabei ist die Mitarbeiterschulung. Das Personal muss in der Verwendung und Wartung der Ausrüstung geschult werden, um die Menge an gefährlichen Materialien, die an den Arbeitsplatz oder in die Gemeinschaft abgegeben werden, zu reduzieren oder zu eliminieren. In einigen Fällen stützt sich BACT auf bewährte Verfahren, um akzeptable Ergebnisse zu gewährleisten.

Echtzeitüberwachung

Ein auf Echtzeitüberwachung basierendes System ist nicht beliebt und wird nicht allgemein verwendet. In diesem Fall können kontinuierliche Emissions- und meteorologische Überwachung mit Ausbreitungsmodellierung kombiniert werden, um die Exposition vor dem Wind vorherzusagen. Wenn sich die vorhergesagten Expositionen den akzeptablen Werten nähern, werden die Informationen verwendet, um Produktionsraten und Emissionen zu reduzieren. Dies ist eine ineffiziente Methode, kann aber eine akzeptable vorläufige Kontrollmethode für eine bestehende Einrichtung sein.

Das Gegenteil davon, Warnungen an die Öffentlichkeit zu verkünden, wenn die Bedingungen so sind, dass übermäßige Konzentrationen von Schadstoffen vorliegen können, damit die Öffentlichkeit geeignete Maßnahmen ergreifen kann. Wenn zum Beispiel eine Warnung gesendet wird, dass die atmosphärischen Bedingungen so sind, dass der Schwefeldioxidgehalt in Windrichtung einer Schmelze zu hoch ist, würden anfällige Bevölkerungsgruppen wie Asthmatiker wissen, dass sie nicht nach draußen gehen sollten. Auch dies kann eine akzeptable Zwischenkontrolle sein, bis dauerhafte Kontrollen installiert sind.

Die atmosphärische und meteorologische Überwachung in Echtzeit wird manchmal verwendet, um größere Luftverschmutzungsereignisse zu vermeiden oder zu reduzieren, wenn mehrere Quellen vorhanden sein können. Wenn es offensichtlich wird, dass eine übermäßige Luftverschmutzung wahrscheinlich ist, kann die private Nutzung von Autos eingeschränkt und große emittierende Industrien geschlossen werden.

Wartung/Haushalt

In allen Fällen hängt die Wirksamkeit der Kontrollen von der ordnungsgemäßen Wartung ab; Das Gerät muss bestimmungsgemäß funktionieren. Nicht nur die Luftreinhaltung muss bestimmungsgemäß gewartet und verwendet werden, sondern auch die Prozesse, die potenzielle Emissionen verursachen, müssen ordnungsgemäß gewartet und betrieben werden. Ein Beispiel für einen industriellen Prozess ist ein Hackschnitzeltrockner mit einem defekten Temperaturregler; Wenn der Trockner bei zu hoher Temperatur betrieben wird, gibt er mehr Materialien und möglicherweise eine andere Art von Material aus dem trocknenden Holz ab. Ein Beispiel für die Wartung von Gasreinigern, die sich auf die Emissionen auswirken, wäre ein schlecht gewartetes Beutelhaus mit kaputten Beuteln, wodurch Partikel durch den Filter gelangen könnten.

Auch die Haushaltsführung spielt eine wichtige Rolle bei der Kontrolle der Gesamtemissionen. Stäube, die innerhalb der Anlage nicht schnell entfernt werden, können wieder mitgerissen werden und eine Gefahr für das Personal darstellen. Wenn die Stäube außerhalb der Anlage getragen werden, stellen sie eine Gefahr für die Gemeinschaft dar. Schlechte Haushaltsführung im Werkshof könnte ein erhebliches Risiko für die Gemeinde darstellen. Freigelegte Schüttgüter, Pflanzenabfälle oder durch Fahrzeuge aufgewirbelter Staub können dazu führen, dass Schadstoffe mit dem Wind in die Gemeinde getragen werden. Um die Gesamtemissionen zu reduzieren, ist es wichtig, den Hof sauber zu halten und geeignete Container oder Lagerplätze zu verwenden. Ein System muss nicht nur richtig konzipiert, sondern auch richtig genutzt werden, wenn die Gemeinschaft geschützt werden soll.

Ein Worst-Case-Beispiel für schlechte Wartung und Ordnung wäre die Bleirückgewinnungsanlage mit einem defekten Bleistaubförderer. Der Staub wurde aus dem Förderer entweichen gelassen, bis der Haufen so hoch war, dass der Staub den Haufen hinunter und aus einem zerbrochenen Fenster rutschen konnte. Lokale Winde trugen den Staub dann durch die Nachbarschaft.

Ausrüstung für die Emissionsprobenahme

Source Sampling kann aus mehreren Gründen durchgeführt werden:

• Zur Charakterisierung der Emissionen. Um ein System zur Luftreinhaltung zu entwerfen, muss man wissen, was emittiert wird. Nicht nur das Gasvolumen, sondern auch die Menge, die Identität und bei Partikeln die Größenverteilung des emittierten Materials müssen bekannt sein. Die gleichen Informationen sind erforderlich, um die Gesamtemissionen in einem Viertel zu katalogisieren.

• Um die Effizienz der Ausrüstung zu testen. Nachdem ein System zur Luftreinhaltung gekauft wurde, sollte es getestet werden, um sicherzustellen, dass es die vorgesehene Aufgabe erfüllt.

• Als Teil eines Kontrollsystems. Wenn die Emissionen kontinuierlich überwacht werden, können die Daten zur Feinabstimmung des Luftreinhaltungssystems oder des Anlagenbetriebs selbst verwendet werden.

• Um die Einhaltung zu bestimmen. Wenn regulatorische Standards Emissionsgrenzwerte enthalten, kann eine Emissionsprobenahme verwendet werden, um die Einhaltung oder Nichteinhaltung der Standards zu bestimmen.

 

Die Art des verwendeten Probenahmesystems hängt vom Grund der Probenahme, den Kosten, der Verfügbarkeit der Technologie und der Schulung des Personals ab.

Sichtbare Emissionen

Wo es darum geht, die Verschmutzungskraft der Luft zu verringern, die Sicht zu verbessern oder den Eintrag von Aerosolen in die Atmosphäre zu verhindern, können Standards auf sichtbaren Emissionen basieren.

Sichtbare Emissionen bestehen aus kleinen Partikeln oder farbigen Gasen. Je undurchsichtiger eine Wolke ist, desto mehr Material wird emittiert. Diese Eigenschaft ist für das Auge offensichtlich, und geschulte Beobachter können verwendet werden, um die Emissionswerte zu beurteilen. Die Verwendung dieser Methode zur Bewertung von Emissionsstandards hat mehrere Vorteile:

• Es ist keine teure Ausrüstung erforderlich.

• Eine Person kann an einem Tag viele Beobachtungen machen.

• Anlagenbetreiber können schnell und kostengünstig die Auswirkungen von Prozessänderungen einschätzen.

• Verstöße können ohne zeitaufwändige Quellenprüfung zitiert werden.

• Fragwürdige Emissionen können lokalisiert und die tatsächlichen Emissionen dann durch Quellentests bestimmt werden, wie in den folgenden Abschnitten beschrieben.

 

Extraktive Probenahme

Ein viel strengeres Probenahmeverfahren erfordert, dass eine Probe des Gasstroms aus dem Schornstein entnommen und analysiert wird. Obwohl dies einfach klingt, lässt es sich nicht in eine einfache Sampling-Methode übersetzen.

Die Probe sollte isokinetisch gesammelt werden, insbesondere wenn Partikel gesammelt werden. Isokinetische Probenahme ist als Probenahme definiert, bei der die Probe mit der gleichen Geschwindigkeit in die Probenahmesonde gezogen wird, mit der sich das Material im Schornstein oder Kanal bewegt. Dazu wird die Geschwindigkeit des Gasstroms mit einem Staurohr gemessen und dann die Probenahmerate so angepasst, dass die Probe mit derselben Geschwindigkeit in die Sonde eintritt. Dies ist bei der Probenahme von Partikeln unerlässlich, da größere, schwerere Partikel einer Richtungs- oder Geschwindigkeitsänderung nicht folgen. Infolgedessen ist die Konzentration größerer Partikel in der Probe nicht repräsentativ für den Gasstrom und die Probe ist ungenau.

Ein Probenzug für Schwefeldioxid ist in Abbildung 1 dargestellt. Es ist nicht einfach, und ein geschulter Bediener ist erforderlich, um sicherzustellen, dass eine Probe ordnungsgemäß entnommen wird. Wenn etwas anderes als Schwefeldioxid als Probe genommen werden soll, können die Impinger und das Eisbad entfernt und die entsprechende Sammelvorrichtung eingesetzt werden.

Abbildung 1. Ein Diagramm eines isokinetischen Probenahmezugs für Schwefeldioxid

Die extraktive Probenahme, insbesondere die isokinetische Probenahme, kann sehr genau und vielseitig sein und hat mehrere Verwendungszwecke:

• Es ist ein anerkanntes Probenahmeverfahren mit angemessenen Qualitätskontrollen und kann daher zur Feststellung der Einhaltung von Standards verwendet werden.

• Die potentielle Genauigkeit des Verfahrens macht es geeignet für die Leistungsprüfung neuer Steuergeräte.

• Da für viele Komponenten Proben unter kontrollierten Laborbedingungen gesammelt und analysiert werden können, ist es nützlich, den Gasstrom zu charakterisieren.

 

Ein vereinfachtes und automatisiertes Probenahmesystem kann an einen kontinuierlichen Gasanalysator (elektrochemische, ultraviolett-photometrische oder Flammenionisationssensoren) oder Partikelanalysator (Nephelometer) angeschlossen werden, um die Emissionen kontinuierlich zu überwachen. Damit können die Emissionen und der aktuelle Betriebszustand der Luftreinhalteanlage dokumentiert werden.

Probenahme vor Ort

Emissionen können auch im Schornstein beprobt werden. Fig. 2 ist eine Darstellung eines einfachen Transmissometers, das verwendet wird, um Materialien in dem Gasstrom zu messen. In diesem Beispiel wird ein Lichtstrahl über den Stapel auf eine Fotozelle projiziert. Die Partikel oder das farbige Gas absorbieren oder blockieren einen Teil des Lichts. Je mehr Material, desto weniger Licht gelangt zur Fotozelle. (Siehe Abbildung 2.)

Abbildung 2. Ein einfaches Transmissometer zur Messung von Partikeln in einem Schornstein

Durch die Verwendung unterschiedlicher Lichtquellen und Detektoren wie Ultraviolettlicht (UV) können Gase nachgewiesen werden, die für sichtbares Licht durchlässig sind. Diese Geräte können auf bestimmte Gase eingestellt werden und können somit die Gaskonzentration im Abfallstrom messen.

An in situ Das Überwachungssystem hat gegenüber einem extraktiven System den Vorteil, dass es die Konzentration über den gesamten Schornstein oder Kanal messen kann, während das extraktive Verfahren die Konzentrationen nur an dem Punkt misst, an dem die Probe entnommen wurde. Dies kann zu erheblichen Fehlern führen, wenn der Probengasstrom nicht gut gemischt ist. Das extraktive Verfahren bietet jedoch mehr Analysemethoden und kann daher möglicherweise in mehr Anwendungen verwendet werden.

Da der in situ Das System liefert eine kontinuierliche Anzeige, es kann zur Dokumentation von Emissionen oder zur Feinabstimmung des Betriebssystems verwendet werden.

 

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Dieser Artikel soll dem Leser ein Verständnis der derzeit verfügbaren Technologie zur Annäherung an die Kontrolle der Wasserverschmutzung vermitteln, aufbauend auf der Diskussion von Trends und Ereignissen, die von Hespanhol und Helmer in diesem Kapitel bereitgestellt wurden Gefahren für die Umwelt. Die folgenden Abschnitte befassen sich mit der Bekämpfung von Wasserverschmutzungsproblemen, zuerst unter der Überschrift „Oberflächengewässerverunreinigungsbekämpfung“ und dann unter der Überschrift „Grundwasserverunreinigungsbekämpfung“.

Kontrolle der Oberflächengewässer

Definition von Wasserverschmutzung

Wasserverschmutzung bezieht sich auf den qualitativen Zustand der Verunreinigung oder Unsauberkeit in hydrologischen Gewässern einer bestimmten Region, beispielsweise einer Wasserscheide. Sie resultiert aus einem Ereignis oder Prozess, das/der zu einer Verringerung des Nutzens der Gewässer der Erde führt, insbesondere in Bezug auf die menschliche Gesundheit und die Auswirkungen auf die Umwelt. Der Verschmutzungsprozess betont den Reinheitsverlust durch Kontamination, was ferner das Eindringen oder den Kontakt mit einer externen Quelle als Ursache impliziert. Der Begriff verschmutzt wird auf extrem geringe Wasserverschmutzung angewendet, wie bei ihrer anfänglichen Korruption und ihrem Verfall. Befleckung ist das Ergebnis von Verschmutzung und deutet auf Verletzung oder Entweihung hin.

Hydrologische Gewässer

Die natürlichen Gewässer der Erde können als kontinuierlich zirkulierendes System betrachtet werden, wie in Abbildung 1 gezeigt, die eine grafische Darstellung der Gewässer im Wasserkreislauf bietet, einschließlich Oberflächen- und unterirdischer Gewässer.

Abbildung 1. Der Wasserkreislauf

Als Referenz für die Wasserqualität dient destilliertes Wasser (H₂O) repräsentieren den höchsten Reinheitszustand. Gewässer im Wasserkreislauf können als natürlich angesehen werden, sind aber nicht rein. Sie werden sowohl durch natürliche als auch durch menschliche Aktivitäten verschmutzt. Natürliche Abbaueffekte können aus einer Vielzahl von Quellen resultieren – aus Fauna, Flora, Vulkanausbrüchen, Blitzeinschlägen, die Brände verursachen, und so weiter, die für wissenschaftliche Zwecke langfristig als vorherrschende Hintergrundwerte angesehen werden.

Die von Menschen verursachte Verschmutzung stört das natürliche Gleichgewicht, indem sie Abfallstoffe aus verschiedenen Quellen überlagert. Schadstoffe können an jeder Stelle in die Gewässer des Wasserkreislaufs eingetragen werden. Zum Beispiel: atmosphärische Niederschläge (Niederschläge) können durch Luftschadstoffe kontaminiert werden; Oberflächengewässer können durch den Abfluss aus Wassereinzugsgebieten verunreinigt werden; Abwasser kann in Bäche und Flüsse eingeleitet werden; und Grundwasser können durch Versickerung und unterirdische Kontamination verunreinigt werden.

 

 

Abbildung 2 zeigt eine Verteilung der hydrologischen Gewässer. Verschmutzungen überlagern diese Gewässer dann und können daher als unnatürlicher oder unausgeglichener Umweltzustand angesehen werden. Der Verschmutzungsprozess kann in Gewässern in jedem Teil des Wasserkreislaufs auftreten und ist auf der Erdoberfläche in Form von Abflüssen aus Wassereinzugsgebieten in Bäche und Flüsse offensichtlicher. Die Grundwasserverschmutzung hat jedoch auch erhebliche Auswirkungen auf die Umwelt und wird im Anschluss an den Abschnitt über die Verschmutzung von Oberflächengewässern erörtert.

Abbildung 2. Niederschlagsverteilung

Watershed Quellen der Wasserverschmutzung

Wassereinzugsgebiete sind der Ursprungsbereich der Verschmutzung von Oberflächengewässern. Ein Wassereinzugsgebiet ist definiert als ein Bereich der Erdoberfläche, auf den hydrologische Gewässer fallen, sich ansammeln, verwendet, entsorgt und schließlich in Bäche, Flüsse oder andere Gewässer eingeleitet werden. Es besteht aus einem Entwässerungssystem mit endgültigem Abfluss oder Sammlung in einem Bach oder Fluss. Große Flusseinzugsgebiete werden üblicherweise als Einzugsgebiete bezeichnet. Abbildung 3 ist eine Darstellung des Wasserkreislaufs auf einer regionalen Wasserscheide. Für eine Region kann die Anordnung der verschiedenen Gewässer als einfache Gleichung geschrieben werden, die die Grundgleichung der Hydrologie ist, wie sie von Viessman, Lewis und Knapp (1989) geschrieben wurde; typische Einheiten sind mm/Jahr:

P – R – G – E – T = ±S

wo:

P = Niederschlag (dh Niederschlag, Schneefall, Hagel)

R = Abfluss oder Wasserscheide-Oberflächenfluss

G = Grundwasser

E = Verdunstung

T = Transpiration

S = Oberflächenlagerung

Abbildung 3. Regionaler Wasserkreislauf

Niederschlag wird als auslösende Form im obigen Wasserhaushalt angesehen. Der Begriff Abfluss ist gleichbedeutend mit Stromfluss. Lagerung bezieht sich auf Stauseen oder Rückhaltesysteme, die Wasser sammeln; Beispielsweise schafft ein von Menschenhand geschaffener Damm (Staudamm) an einem Fluss ein Reservoir zum Zweck der Wasserspeicherung. Grundwasser sammelt sich als Speicher und kann von einem Ort zum anderen fließen; es kann in Bezug auf Oberflächenströme Zufluss oder Abfluss sein. Verdunstung ist ein Wasseroberflächenphänomen, und Transpiration ist mit der Übertragung von Biota verbunden.

 

 

 

 

 

 

 

Obwohl die Größe von Wassereinzugsgebieten sehr unterschiedlich sein kann, werden bestimmte Entwässerungssysteme für die Wasserverschmutzungskennzeichnung als städtisch oder nicht städtisch (landwirtschaftlich, ländlich, unbebaut) eingestuft. Die in diesen Entwässerungssystemen auftretende Verschmutzung stammt aus folgenden Quellen:

Punktquellen: Abfälle werden an einem bestimmten Ort in einen aufnehmenden Wasserkörper eingeleitet, beispielsweise an einem Abwasserrohr oder einer Art konzentriertem Systemauslass.

Nicht punktförmige (verstreute) Quellen: Verschmutzung, die aus verteilten Quellen in der Wasserscheide in einen aufnehmenden Wasserkörper gelangt; Typisch ist die Ableitung von nicht gesammeltem Niederschlagswasser in einen Bach. Nicht punktförmige Quellen werden manchmal auch als „diffuse“ Gewässer bezeichnet; der Begriff verstreut wird jedoch als aussagekräftiger angesehen.

Intermittierende Quellen: von einem Punkt oder einer Quelle, die unter bestimmten Umständen entlädt, z. B. bei Überlastung; Typisch sind Mischwasserüberläufe während Starkregenabflusszeiten.

Wasserschadstoffe in Bächen und Flüssen

Wenn schädliche Abfallstoffe aus den oben genannten Quellen in Ströme oder andere Gewässer eingeleitet werden, werden sie zu Schadstoffen, die in einem vorherigen Abschnitt klassifiziert und beschrieben wurden. Schadstoffe oder Verunreinigungen, die in ein Gewässer gelangen, können weiter unterteilt werden in:

• abbaubare (nicht-konservative) Schadstoffe: Verunreinigungen, die sich schließlich in unschädliche Stoffe zersetzen oder durch Behandlungsmethoden entfernt werden können; das heißt, bestimmte organische Materialien und Chemikalien, häusliche Abwässer, Wärme, Pflanzennährstoffe, die meisten Bakterien und Viren, bestimmte Sedimente
• nicht abbaubare (konservative) Schadstoffe: Verunreinigungen, die in der Wasserumgebung verbleiben und deren Konzentration nicht abnimmt, wenn sie nicht verdünnt oder durch Behandlung entfernt werden; das heißt, bestimmte organische und anorganische Chemikalien, Salze, kolloidale Suspensionen
• gefährliche Schadstoffe im Wasser: Komplexe Formen schädlicher Abfälle einschließlich giftiger Spurenmetalle, bestimmter anorganischer und organischer Verbindungen
• radioaktive Schadstoffe: Materialien, die einer radioaktiven Quelle ausgesetzt waren.

 

Gewässerschutzverordnung

Allgemein anwendbare Wasserschutzvorschriften werden im Allgemeinen von nationalen Regierungsbehörden erlassen, detailliertere Vorschriften von Staaten, Provinzen, Gemeinden, Wasserbezirken, Naturschutzbezirken, Abwasserkommissionen und anderen. Auf nationaler und staatlicher (oder provinzieller) Ebene sind Umweltschutzbehörden (EPAs) und Gesundheitsministerien normalerweise mit dieser Verantwortung betraut. Bei der nachstehenden Erörterung der Vorschriften folgen das Format und bestimmte Teile dem Beispiel der Wasserqualitätsnormen, die derzeit für den US-Bundesstaat Ohio gelten.

Verwendungsbezeichnungen für die Wasserqualität

Das ultimative Ziel bei der Kontrolle der Wasserverschmutzung wäre die Null-Einleitung von Schadstoffen in die Gewässer; Eine vollständige Erreichung dieses Ziels ist jedoch in der Regel nicht kosteneffektiv. Der bevorzugte Ansatz besteht darin, zum angemessenen Schutz der menschlichen Gesundheit und der Umwelt Beschränkungen für die Einleitung von Abfällen festzulegen. Obwohl diese Standards in verschiedenen Gerichtsbarkeiten stark variieren können, bilden Nutzungsbezeichnungen für bestimmte Gewässer üblicherweise die Grundlage, wie nachstehend kurz angesprochen wird.

Zur Wasserversorgung gehören:

• öffentliche Wasserversorgung: Wasser, das bei herkömmlicher Behandlung für den menschlichen Verzehr geeignet ist
• landwirtschaftliche Versorgung: Wasser, das ohne Behandlung zur Bewässerung und Viehtränke geeignet ist
• industrielle/gewerbliche Versorgung: Wässer, die mit oder ohne Behandlung für industrielle und kommerzielle Zwecke geeignet sind.

 

Zu den Freizeitaktivitäten gehören:

• Badegewässer: Gewässer, die zu bestimmten Jahreszeiten zum Schwimmen geeignet sind, da die Wasserqualität sowie die Schutzbedingungen und -einrichtungen genehmigt wurden
• Hauptansprechpartner: Gewässer, die zu bestimmten Jahreszeiten für Ganzkörperkontakt-Freizeitaktivitäten wie Schwimmen, Kanufahren und Unterwassertauchen geeignet sind und aufgrund der Wasserqualität nur eine minimale Gefahr für die öffentliche Gesundheit darstellen
• Nebenkontakt: Gewässer, die zu bestimmten Jahreszeiten für die Erholung mit Teilkörperkontakt geeignet sind, wie z. B., aber nicht beschränkt auf, Waten, mit minimaler Gefährdung der öffentlichen Gesundheit aufgrund der Wasserqualität.

 

Öffentliche Wasserressourcen werden als Wasserkörper kategorisiert, die innerhalb von Parksystemen, Feuchtgebieten, Wildschutzgebieten, Wild-, Landschafts- und Erholungsflüssen und öffentlichen Seen liegen, sowie Gewässer von außergewöhnlicher Erholungs- oder ökologischer Bedeutung.

Lebensräume im Wasser

Typische Bezeichnungen variieren je nach Klima, beziehen sich jedoch auf Bedingungen in Gewässern zur Unterstützung und Erhaltung bestimmter Wasserorganismen, insbesondere verschiedener Fischarten. Zum Beispiel sind die Verwendungsbezeichnungen in einem gemäßigten Klima, wie sie in Vorschriften für die Umweltschutzbehörde des Bundesstaates Ohio (EPA) unterteilt sind, unten ohne detaillierte Beschreibungen aufgeführt:

• warmes Wasser
• begrenzt Warmwasser
• außergewöhnlich warmes Wasser
• modifiziertes Warmwasser
• saisonale Salmoniden
• Kaltwasser-
• begrenzte Ressource Wasser.

 

Kriterien des Gewässerschutzes

Natürliche Wässer und Abwässer werden hinsichtlich ihrer physikalischen, chemischen und biologischen Zusammensetzung charakterisiert. Die wichtigsten physikalischen Eigenschaften und die chemischen und biologischen Bestandteile von Abwasser und ihre Quellen sind eine lange Liste, die in einem Lehrbuch von Metcalf und Eddy (1991) aufgeführt ist. Analytische Verfahren für diese Bestimmungen sind in einem weit verbreiteten Handbuch mit dem Titel " Standardmethoden zur Untersuchung von Wasser und Abwasser von der American Public Health Association (1995).

Jeder ausgewiesene Wasserkörper sollte gemäß Vorschriften kontrolliert werden, die sowohl grundlegende als auch detailliertere numerische Kriterien umfassen können, wie nachstehend kurz erörtert.

Grundlegende Freiheit von Verschmutzung. Soweit praktikabel und möglich, sollten alle Gewässer die Grundkriterien der „Fünf Freiheiten vor Verschmutzung“ erreichen:

1. frei von Schwebstoffen oder anderen Stoffen, die durch menschliche Aktivitäten in die Gewässer gelangen und die sich absetzen und faulige oder anderweitig unangenehme Schlammablagerungen bilden oder die das Leben im Wasser beeinträchtigen
2. frei von schwimmenden Trümmern, Öl, Schaum und anderen schwimmenden Materialien, die durch menschliche Aktivitäten in ausreichenden Mengen in die Gewässer gelangen, um unansehnlich zu sein oder eine Verschlechterung zu verursachen
3. frei von Materialien, die durch menschliche Aktivitäten in die Gewässer gelangen und Farbe, Geruch oder andere Bedingungen in einem solchen Ausmaß erzeugen, dass sie eine Belästigung darstellen
4. frei von Stoffen, die durch menschliche Aktivitäten in die Gewässer gelangen, in Konzentrationen, die für Menschen, Tiere oder Wasserlebewesen giftig oder schädlich sind und/oder in der Mischzone schnell tödlich sind
5. frei von Nährstoffen, die durch menschliche Aktivitäten in die Gewässer gelangen, in Konzentrationen, die lästiges Wachstum von aquatischen Unkräutern und Algen verursachen.

 

Wasserqualitätskriterien sind zahlenmäßige Begrenzungen und Richtlinien für die Kontrolle von chemischen, biologischen und toxischen Bestandteilen in Gewässern.

Bei über 70,000 chemischen Verbindungen, die heute verwendet werden, ist es unpraktisch, die Kontrolle jeder einzelnen zu spezifizieren. Allerdings können Kriterien für Chemikalien auf der Grundlage von Einschränkungen aufgestellt werden, da sie sich zunächst auf drei große Verbrauchs- und Expositionsklassen beziehen:

Kurs 1: Chemische Kriterien zum Schutz der menschlichen Gesundheit sind von größter Bedeutung und sollten gemäß den Empfehlungen der staatlichen Gesundheitsbehörden, der WHO und anerkannter Gesundheitsforschungsorganisationen festgelegt werden.

Kurs 2: Chemische Kriterien für die Kontrolle der Wasserversorgung in der Landwirtschaft sollten auf anerkannten wissenschaftlichen Studien und Empfehlungen beruhen, die vor nachteiligen Auswirkungen auf Nutzpflanzen und Nutztiere infolge der Bewässerung von Nutzpflanzen und Nutztieren schützen.

Kurs 3: Chemische Kriterien zum Schutz von Wasserlebewesen sollten auf anerkannten wissenschaftlichen Studien zur Empfindlichkeit dieser Arten gegenüber bestimmten Chemikalien und auch in Bezug auf den Verzehr von Fisch und Meeresfrüchten durch den Menschen beruhen.

Abwasserkriterien beziehen sich auf Begrenzungen von Schadstoffbestandteilen, die in Abwasserabwässern vorhanden sind, und sind eine weitere Kontrollmethode. Sie können in Bezug auf die Wassernutzungsbezeichnungen von Gewässern und in Bezug auf die oben genannten Klassen für chemische Kriterien festgelegt werden.

Biologische Kriterien basieren auf den Lebensraumbedingungen von Gewässern, die zur Erhaltung des aquatischen Lebens erforderlich sind.

Organischer Gehalt von Abwässern und natürlichen Wässern

Der Bruttogehalt an organischer Substanz ist für die Charakterisierung der Verschmutzungsstärke sowohl von Abwasser als auch von natürlichen Gewässern am wichtigsten. Zu diesem Zweck werden üblicherweise drei Labortests verwendet:

Biochemischer Sauerstoffbedarf (BSB): Fünf-Tage-BSB (BSB5) ist der am häufigsten verwendete Parameter; Dieser Test misst den gelösten Sauerstoff, der von Mikroorganismen bei der biochemischen Oxidation von organischem Material über diesen Zeitraum verbraucht wird.

Chemischer Sauerstoffbedarf (CSB): Dieser Test misst die organische Substanz in Siedlungs- und Industrieabfällen, die Verbindungen enthalten, die für biologisches Leben toxisch sind; es ist ein Maß für das Sauerstoffäquivalent der organischen Substanz, die oxidiert werden kann.

Gesamter organischer Kohlenstoff (TOC): Dieser Test ist besonders anwendbar auf kleine Konzentrationen organischer Stoffe in Wasser; es ist ein Maß für die organische Substanz, die zu Kohlendioxid oxidiert wird.

Bestimmungen der Antidegradationspolitik

Ein weiterer Ansatz, um die Ausbreitung von Gewässerverunreinigungen über bestimmte Rahmenbedingungen hinaus zu verhindern, sind abbauschutzpolitische Regelungen. Beispielsweise besteht die Antidegradationsrichtlinie der Ohio Environmental Protection Agency Water Quality Standards aus drei Schutzstufen:

Tier 1: Bestehende Nutzungen müssen erhalten und geschützt werden. Eine weitere Verschlechterung der Wasserqualität, die bestehende Nutzungszwecke beeinträchtigen würde, ist nicht zulässig.

Tier 2: Als nächstes muss eine bessere Wasserqualität als zum Schutz der Nutzungen erforderlich aufrechterhalten werden, es sei denn, es wird nachgewiesen, dass eine geringere Wasserqualität für wichtige wirtschaftliche oder soziale Entwicklungen erforderlich ist, wie vom EPA-Direktor festgelegt.

Tier 3: Schließlich muss die Qualität der Wasserressourcen erhalten und geschützt werden. Ihre vorhandene Umgebungswasserqualität darf nicht durch Substanzen verschlechtert werden, die als toxisch oder als störend für eine bestimmungsgemäße Verwendung eingestuft wurden. Erhöhte Schadstofffrachten dürfen in Gewässer eingeleitet werden, wenn sie nicht zu einer Verschlechterung der bestehenden Gewässerqualität führen.

Mischzonen für Wasserverschmutzungsableitungen und Modellierung der Abfalllastverteilung

Mischzonen sind Bereiche in einem Gewässer, die es ermöglichen, dass behandeltes oder unbehandeltes Abwasser stabilisierte Bedingungen erreicht, wie in Abbildung 4 für einen fließenden Strom dargestellt. Der Abfluss befindet sich anfänglich in einem Übergangszustand, der von der Quellenkonzentration bis zu den Bedingungen des aufnehmenden Wassers zunehmend verdünnt wird. Es ist nicht als Behandlungseinheit zu betrachten und kann mit bestimmten Einschränkungen abgegrenzt werden.

Abbildung 4. Mischzonen

Typischerweise dürfen Mischzonen nicht:

• die Wanderung, das Überleben, die Fortpflanzung oder das Wachstum von Wasserlebewesen beeinträchtigen

• umfassen Laich- oder Aufwuchsgebiete

• enthalten die öffentliche Wasserversorgung

• Badebereiche umfassen

• mehr als die Hälfte der Breite eines Baches ausmachen

• mehr als die Hälfte der Querschnittsfläche einer Bachmündung ausmachen

• sich stromabwärts über eine Entfernung erstrecken, die mehr als das Fünffache der Strombreite beträgt.

 

Studien zur Zuordnung von Abfallfrachten sind wegen der hohen Kosten für die Nährstoffkontrolle von Abwassereinleitungen wichtig geworden, um eine Eutrophierung im Strom zu vermeiden (wie unten definiert). Diese Studien verwenden im Allgemeinen die Verwendung von Computermodellen zur Simulation der Wasserqualitätsbedingungen in einem Bach, insbesondere im Hinblick auf Nährstoffe wie Formen von Stickstoff und Phosphor, die die Dynamik des gelösten Sauerstoffs beeinflussen. Traditionelle Wasserqualitätsmodelle dieser Art werden durch das US EPA-Modell QUAL2E repräsentiert, das von Brown und Barnwell (1987) beschrieben wurde. Ein neueres Modell, das von Taylor (1995) vorgeschlagen wurde, ist das Omni Diurnal Model (ODM), das eine Simulation des Einflusses von Wurzelvegetation auf die Dynamik von Nährstoffen und gelöstem Sauerstoff im Fluss beinhaltet.

Abweichungsbestimmungen

Alle Vorschriften zur Kontrolle der Wasserverschmutzung sind in ihrer Perfektion begrenzt und sollten daher Bestimmungen enthalten, die auf der Grundlage bestimmter Bedingungen, die eine sofortige oder vollständige Einhaltung verhindern können, eine Beurteilungsabweichung zulassen.

Risikobewertung und -management in Bezug auf Wasserverschmutzung

Die oben genannten Wasserverschmutzungskontrollvorschriften sind typisch für weltweite Regierungsansätze, um die Einhaltung von Wasserqualitätsstandards und Abwassereinleitungsgrenzwerten zu erreichen. Im Allgemeinen wurden diese Vorschriften auf der Grundlage von Gesundheitsfaktoren und wissenschaftlicher Forschung festgelegt; wo eine gewisse Ungewissheit hinsichtlich möglicher Auswirkungen besteht, werden häufig Sicherheitsfaktoren angewendet. Die Umsetzung bestimmter dieser Vorschriften kann sowohl für die breite Öffentlichkeit als auch für Privatunternehmen unangemessen und außerordentlich kostspielig sein. Daher gibt es ein wachsendes Interesse an einer effizienteren Allokation von Ressourcen zum Erreichen von Zielen zur Verbesserung der Wasserqualität. Wie bereits in der Diskussion über hydrologische Wässer erwähnt, existiert selbst in natürlich vorkommenden Wässern keine ursprüngliche Reinheit.

Ein wachsender technologischer Ansatz fördert die Bewertung und das Management ökologischer Risiken im Rahmen von Wasserverschmutzungsvorschriften. Das Konzept basiert auf einer Analyse des ökologischen Nutzens und der Kosten bei der Einhaltung von Normen oder Grenzwerten. Parkhurst (1995) hat die Anwendung der aquatischen ökologischen Risikobewertung als Hilfe bei der Festlegung von Grenzwerten für die Kontrolle der Wasserverschmutzung vorgeschlagen, insbesondere zum Schutz von Wasserlebewesen. Solche Risikobewertungsmethoden können angewendet werden, um die ökologischen Auswirkungen chemischer Konzentrationen für ein breites Spektrum von Bedingungen der Oberflächenwasserverschmutzung abzuschätzen, einschließlich:

• Verschmutzung durch Punktquellen

• Verschmutzung durch nicht punktuelle Quellen

• vorhandene kontaminierte Sedimente in Bachkanälen

• Deponien für gefährliche Abfälle in Bezug auf Gewässer

• Analyse bestehender Gewässerschutzkriterien.

 

Das vorgeschlagene Verfahren besteht aus drei Stufen; wie in Abbildung 5 gezeigt, die den Ansatz veranschaulicht.

Abbildung 5. Methoden zur Durchführung einer Risikobewertung für aufeinanderfolgende Analyseebenen. Stufe 1: Screening-Level; Stufe 2: Quantifizierung potenziell signifikanter Risiken; Tier 3: Standortspezifische Risikoquantifizierung

Wasserverschmutzung in Seen und Stauseen

Seen und Stauseen sorgen für die volumetrische Speicherung des Zuflusses von Wassereinzugsgebieten und können im Vergleich zu dem schnellen Zu- und Abfluss bei einer Reichweite in einem fließenden Strom lange Spülzeiten haben. Daher sind sie im Hinblick auf die Retention bestimmter Inhaltsstoffe, insbesondere Nährstoffe einschließlich Formen von Stickstoff und Phosphor, die die Eutrophierung fördern, von besonderer Bedeutung. Eutrophierung ist ein natürlicher Alterungsprozess, bei dem der Wassergehalt organisch angereichert wird, was zur Dominanz von unerwünschtem aquatischen Bewuchs wie Algen, Wasserhyazinthen usw. führt. Der eutrophe Prozess neigt dazu, das Leben im Wasser zu verringern und hat nachteilige Auswirkungen auf gelösten Sauerstoff. Sowohl natürliche als auch kulturelle Quellen von Nährstoffen können den Prozess fördern, wie Preul (1974) in Abbildung 6 illustriert, die eine schematische Auflistung von Nährstoffquellen und -senken für Lake Sunapee im US-Bundesstaat New Hampshire zeigt.

Abbildung 6. Schematische Auflistung der Quellen und Senken von Nährstoffen (Stickstoff und Phosphor) für Lake Sunapee, New Hampshire (USA)

Seen und Stauseen können natürlich beprobt und analysiert werden, um ihren trophischen Status zu bestimmen. Analytische Studien beginnen normalerweise mit einer grundlegenden Nährstoffbilanz wie der folgenden:

(Nährstoffe des Seezuflusses) = (Nährstoffe des Seeabflusses) + (Nährstoffretention im See)

Diese Grundbilanz kann weiter ausgebaut werden, um die in Abbildung 6 dargestellten verschiedenen Quellen einzubeziehen.

Die Spülzeit ist ein Hinweis auf die relativen Retentionsaspekte eines Seesystems. Flache Seen wie der Eriesee haben relativ kurze Spülzeiten und sind mit einer fortgeschrittenen Eutrophierung verbunden, da flache Seen häufig das Wachstum von Wasserpflanzen fördern. Tiefe Seen wie Lake Tahoe und Lake Superior haben sehr lange Spülzeiten, die meist mit Seen mit minimaler Eutrophierung in Verbindung gebracht werden, weil sie bis heute nicht überlastet wurden und auch weil ihre extreme Tiefe einem ausgedehnten Wasserpflanzenwachstum nicht förderlich ist außer im Epilimnion (obere Zone). Seen in dieser Kategorie werden im Allgemeinen als oligotroph eingestuft, da sie relativ nährstoffarm sind und ein minimales aquatisches Wachstum wie Algen unterstützen.

Es ist von Interesse, die Spülzeiten einiger großer US-Seen zu vergleichen, wie sie von Pecor (1973) unter Verwendung der folgenden Berechnungsgrundlage angegeben wurden:

Seespülzeit (LFT) = (Seespeichervolumen)/(Seeabfluss)

Einige Beispiele sind: Lake Wabesa (Michigan), LFT=0.30 Jahre; Houghton Lake (Michigan), 1.4 Jahre; Eriesee, 2.6 Jahre; Oberer See, 191 Jahre; Lake Tahoe, 700 Jahre.

Obwohl die Beziehung zwischen dem Eutrophierungsprozess und dem Nährstoffgehalt komplex ist, wird Phosphor typischerweise als der limitierende Nährstoff angesehen. Basierend auf vollständig gemischten Bedingungen berichtete Sawyer (1947), dass Algenblüten dazu neigen, aufzutreten, wenn die Stickstoffwerte 0.3 mg/l und die Phosphorwerte 0.01 mg/l überschreiten. In geschichteten Seen und Stauseen sind niedrige Gehalte an gelöstem Sauerstoff im Hypoliminion frühe Anzeichen einer Eutrophierung. Vollenweider (1968, 1969) hat kritische Belastungsniveaus für Gesamtphosphor und Gesamtstickstoff für eine Reihe von Seen basierend auf Nährstoffbelastungen, mittleren Tiefen und trophischen Zuständen entwickelt. Für einen Vergleich der Arbeiten zu diesem Thema hat Dillon (1974) eine kritische Übersicht über das Nährstoffhaushaltsmodell von Vollenweider und andere verwandte Modelle veröffentlicht. Neuere Computermodelle stehen auch zur Simulation von Stickstoff/Phosphor-Kreisläufen mit Temperaturschwankungen zur Verfügung.

Wasserverschmutzung in Flussmündungen

Eine Mündung ist ein Zwischenwasserweg zwischen der Mündung eines Flusses und einer Meeresküste. Diese Passage besteht aus einer Flussmündungskanalstrecke mit Flusszufluss (Süßwasser) von stromaufwärts und Abfluss auf der stromabwärts gelegenen Seite in einen sich ständig ändernden Unterwasserspiegel von Meerwasser (Salzwasser). Ästuare sind ständig von Gezeitenschwankungen betroffen und gehören zu den komplexesten Gewässern im Gewässerschutz. Die vorherrschenden Merkmale einer Mündung sind ein unterschiedlicher Salzgehalt, ein Salzkeil oder eine Schnittstelle zwischen Salz- und Süßwasser und oft große Bereiche mit flachem, trübem Wasser, die über Wattflächen und Salzwiesen liegen. Nährstoffe werden größtenteils aus dem einströmenden Fluss in eine Flussmündung geliefert und verbinden sich mit dem Lebensraum Meerwasser, um eine produktive Produktion von Biota und Meereslebewesen zu ermöglichen. Besonders erwünscht sind Meeresfrüchte, die aus Flussmündungen geerntet werden.

Aus Sicht der Wasserverschmutzung sind Ästuare individuell komplex und erfordern im Allgemeinen spezielle Untersuchungen mit umfangreichen Feldstudien und Computermodellen. Für ein weiteres grundlegendes Verständnis wird der Leser auf Reish 1979 über Meeres- und Mündungsverschmutzung verwiesen; und an Reid und Wood 1976 über die Ökologie von Binnengewässern und Flussmündungen.

Wasserverschmutzung in marinen Umgebungen

Die Ozeane können als das letzte aufnehmende Wasser oder die Senke angesehen werden, da die von den Flüssen getragenen Abfälle schließlich in diese Meeresumwelt eingeleitet werden. Obwohl die Ozeane riesige Salzwasserkörper mit scheinbar unbegrenzter Assimilationskapazität sind, neigt die Verschmutzung dazu, die Küsten zu verderben und das Meeresleben weiter zu beeinträchtigen.

Zu den Quellen von Meeresschadstoffen gehören viele von denen, die in landgestützten Abwasserumgebungen angetroffen werden, sowie weitere im Zusammenhang mit Meeresoperationen. Eine begrenzte Liste ist unten angegeben:

• häusliche Abwässer und Schlämme, Industrieabfälle, feste Abfälle, Schiffsabfälle

• Fischereiabfälle, Sedimente und Nährstoffe aus Flüssen und Landabflüssen

• Ölverschmutzungen, Offshore-Ölexploration und Produktionsabfälle, Baggerarbeiten

• Hitze, radioaktive Abfälle, Chemikalienabfälle, Pestizide und Herbizide.

 

Jedes der oben genannten erfordert eine spezielle Handhabung und Kontrollmethoden. Die Einleitung von häuslichen Abwässern und Klärschlämmen durch Meeresabflüsse ist vielleicht die Hauptquelle der Meeresverschmutzung.

Bezüglich aktueller Technologie zu diesem Thema wird der Leser auf das Buch über Meeresverschmutzung und ihre Kontrolle von Bishop (1983) verwiesen.

Techniken zur Verringerung der Verschmutzung in Abwassereinleitungen

Die großtechnische Abwasserbehandlung wird typischerweise von Kommunen, Sanitärbezirken, Industrie, Gewerbebetrieben und verschiedenen Immissionsschutzkommissionen durchgeführt. Der Zweck hier ist es, zeitgemäße Methoden der kommunalen Abwasserbehandlung zu beschreiben und dann einige Einblicke in die Behandlung von Industrieabfällen und fortschrittlichere Methoden zu geben.

Im Allgemeinen können alle Verfahren der Abwasserbehandlung in physikalische, chemische oder biologische Typen eingeteilt werden, und eines oder mehrere davon können verwendet werden, um ein gewünschtes Abwasserprodukt zu erzielen. Diese Klassifizierungsgruppierung ist für das Verständnis von Abwasserbehandlungsansätzen am besten geeignet und ist in Tabelle 1 tabellarisch aufgeführt.

Tabelle 1. Allgemeine Klassifizierung von Abwasserbehandlungsvorgängen und -prozessen

 

Zeitgenössische Methoden der Abwasserbehandlung

Die Abdeckung hier ist begrenzt und soll eher einen konzeptionellen Überblick über aktuelle Abwasserbehandlungspraktiken auf der ganzen Welt bieten als detaillierte Konstruktionsdaten. Für Letzteres sei auf Metcalf und Eddy 1991 verwiesen.

Kommunale Abwässer werden zusammen mit einer gewissen Vermischung von Industrie-/Gewerbeabfällen in Systemen behandelt, die üblicherweise eine Primär-, Sekundär- und Tertiärbehandlung wie folgt verwenden:

Primärbehandlungssystem: Vorbehandlung ® Vorklärung ® Desinfektion (Chlorung) ® Abwasser

Zweitbehandlungssystem: Vorbehandlung ® Vorklärung ® Biologische Einheit ® Zweitklärung ® Desinfektion (Chlorung) ® Abwasser zum Strom

Tertiäres Behandlungssystem: Vorbehandlung ® Erstklärung ® Biologische Einheit ® Zweite Klärung ® Tertiäreinheit ® Desinfektion (Chlorung) ® Abwasser zum Strom

Fig. 7 zeigt ferner ein schematisches Diagramm eines herkömmlichen Abwasserbehandlungssystems. Es folgen Übersichtsbeschreibungen der obigen Prozesse.

Abbildung 7. Schematische Darstellung der konventionellen Abwasserbehandlung

Erstbehandlung

Das grundlegende Ziel der Primärbehandlung von kommunalen Abwässern, einschließlich Haushaltsabwässern, die mit einigen Industrie-/Gewerbeabfällen vermischt sind, besteht darin, Schwebstoffe zu entfernen und das Abwasser zu klären, um es für die biologische Behandlung geeignet zu machen. Nach einigen Vorbehandlungen wie Sieben, Entsandung und Zerkleinerung besteht der Hauptprozess der Vorklärung im Absetzen des Rohabwassers in großen Absetzbecken über Zeiträume von bis zu mehreren Stunden. Dieses Verfahren entfernt 50 bis 75 % der gesamten suspendierten Feststoffe, die als Unterlaufschlamm abgezogen und zur separaten Behandlung gesammelt werden. Der Überlaufabfluss aus dem Verfahren wird dann zur Sekundärbehandlung geleitet. In bestimmten Fällen können Chemikalien eingesetzt werden, um den Grad der Primärbehandlung zu verbessern.

Sekundärbehandlung

Der Anteil der organischen Bestandteile des Abwassers, der fein suspendiert oder gelöst ist und nicht im Primärprozess entfernt wird, wird durch eine Sekundärbehandlung behandelt. Zu den allgemein akzeptierten Formen der Sekundärbehandlung, die allgemein verwendet werden, gehören Tropfkörper, biologische Kontaktoren wie rotierende Scheiben, Belebtschlamm, Abfallstabilisierungsteiche, belüftete Teichsysteme und Landanwendungsverfahren, einschließlich Feuchtgebietssysteme. Alle diese Systeme werden als biologische Prozesse irgendeiner Form verwendend erkannt. Die gebräuchlichsten dieser Prozesse werden im Folgenden kurz diskutiert.

Biologische Schützsysteme. Tropfkörper sind eine der frühesten Formen dieses Verfahrens zur Nachbehandlung und werden mit einigen verbesserten Anwendungsmethoden immer noch weit verbreitet verwendet. Bei dieser Behandlung wird das Abwasser aus den Primärtanks gleichmäßig auf ein Bett aus Medien wie Gestein oder synthetischen Kunststoffmedien aufgebracht. Eine gleichmäßige Verteilung wird typischerweise erreicht, indem die Flüssigkeit aus perforierten Rohren, die über dem Bett rotieren, intermittierend oder kontinuierlich entsprechend dem gewünschten Verfahren getropft wird. Abhängig von der Rate der organischen und hydraulischen Belastungen können Tropfkörper bis zu 95 % des organischen Inhalts entfernen, der normalerweise als biochemischer Sauerstoffbedarf (BSB) analysiert wird. Es gibt zahlreiche andere neuere biologische Kontaktorsysteme, die in Gebrauch sind und Behandlungsentfernungen im gleichen Bereich liefern können; Einige dieser Verfahren bieten besondere Vorteile, die insbesondere unter bestimmten Randbedingungen wie Platz, Klima usw. anwendbar sind. Es ist anzumerken, dass ein nachfolgendes Nachklärbecken als notwendiger Teil des Abschlusses des Prozesses angesehen wird. Bei der Nachklärung wird ein Teil des sogenannten Humusschlamms als Unterlauf abgezogen und der Überlauf als Nebenabwasser abgeleitet.

Belebtschlamm. In der gebräuchlichsten Form dieses biologischen Prozesses fließt primär behandeltes Abwasser in einen Tank einer Belebtschlammeinheit, der eine zuvor vorhandene biologische Suspension, genannt Belebtschlamm, enthält. Diese Mischung wird als Mischflüssigkeit suspendierte Feststoffe (MLSS) bezeichnet und wird mit einer Kontaktzeit versehen, die typischerweise von mehreren Stunden bis zu 24 Stunden oder mehr reicht, abhängig von den gewünschten Ergebnissen. Während dieser Zeit wird die Mischung stark belüftet und gerührt, um die aerobe biologische Aktivität zu fördern. Am Ende des Prozesses wird ein Teil der Mischung (MLSS) abgezogen und zur Fortsetzung des biologischen Aktivierungsprozesses in den Zufluss zurückgeführt. Im Anschluss an die Belebungsanlage ist eine Nachklärung zum Absetzen der Belebtschlammsuspension und zum Abführen eines geklärten Überlaufs als Ablauf vorgesehen. Das Verfahren ist in der Lage, bis zu etwa 95 % des zufließenden BOD zu entfernen.

Tertiäre Behandlung

Eine dritte Behandlungsebene kann bereitgestellt werden, wenn ein höherer Grad an Schadstoffentfernung erforderlich ist. Diese Form der Behandlung kann typischerweise Sandfiltration, Stabilisierungsteiche, Landentsorgungsverfahren, Feuchtgebiete und andere Systeme umfassen, die das Sekundärabwasser weiter stabilisieren.

Desinfektion von Abwässern

Häufig ist eine Desinfektion erforderlich, um Bakterien und Krankheitserreger auf ein akzeptables Maß zu reduzieren. Chlorierung, Chlordioxid, Ozon und ultraviolettes Licht sind die am häufigsten verwendeten Verfahren.

Gesamteffizienz der Kläranlage

Abwässer enthalten eine breite Palette von Bestandteilen, die im Allgemeinen als suspendierte und gelöste Feststoffe, anorganische Bestandteile und organische Bestandteile klassifiziert werden.

Die Effizienz eines Aufbereitungssystems kann anhand der prozentualen Entfernung dieser Bestandteile gemessen werden. Übliche Messparameter sind:

• PUNKT: biochemischer Sauerstoffbedarf, gemessen in mg/l

• KABELJAU: Chemischer Sauerstoffbedarf, gemessen in mg/l

• TSS: Gesamtschwebstoffe, gemessen in mg/l

• TDS: insgesamt gelöste Feststoffe, gemessen in mg/l

• Stickstoff entsteht: einschließlich Nitrat und Ammoniak, gemessen in mg/l (Nitrat ist als Nährstoff bei der Eutrophierung besonders bedenklich)

• Phosphat: gemessen in mg/l (auch besonders bedenklich als Nährstoff bei Eutrophierung)

• pH: Säuregrad, gemessen als Zahl von 1 (am sauersten) bis 14 (am basischsten)

• coliforme Bakterien zählt: gemessen als wahrscheinlichste Zahl pro 100 ml (Escherichia und fäkale coliforme Bakterien sind die häufigsten Indikatoren).

 

Industrielle Abwasserbehandlung

Arten von Industrieabfällen

Industrielle (Nicht-Haushalts-)Abfälle sind zahlreich und variieren stark in ihrer Zusammensetzung; sie können stark sauer oder alkalisch sein und erfordern oft eine detaillierte Laboranalyse. Eine spezielle Behandlung kann erforderlich sein, um sie vor der Entlassung unschädlich zu machen. Die Toxizität ist bei der Entsorgung von Industrieabwässern von großer Bedeutung.

Repräsentative Industrieabfälle umfassen: Zellstoff und Papier, Schlachthöfe, Brauereien, Gerbereien, Lebensmittelverarbeitung, Konservenfabriken, Chemikalien, Erdöl, Textilien, Zucker, Wäsche, Fleisch und Geflügel, Schweinefütterung, Tierkörperverwertung und viele andere. Der erste Schritt bei der Entwicklung des Behandlungskonzepts ist eine Untersuchung der Industrieabfälle, die Daten zu Schwankungen der Fließ- und Abfalleigenschaften liefert. Unerwünschte Abfalleigenschaften nach Eckenfelder (1989) lassen sich wie folgt zusammenfassen:

• lösliche organische Stoffe, die zu einem Abbau von gelöstem Sauerstoff führen

• Schwebstoffe

• Spuren organischer Stoffe

• Schwermetalle, Zyanid und giftige organische Stoffe

• Farbe und Trübung

• Stickstoff und Phosphor

• feuerfeste Substanzen, die gegen biologischen Abbau beständig sind

• Öl und Schwimmstoffe

• flüchtige Materialien.

 

Die US-Umweltschutzbehörde EPA hat außerdem eine Liste toxischer organischer und anorganischer Chemikalien mit spezifischen Einschränkungen bei der Erteilung von Einleitungsgenehmigungen definiert. Die Liste umfasst mehr als 100 Verbindungen und ist zu lang, um sie hier erneut abzudrucken, kann aber bei der EPA angefordert werden.

Behandlungsmethoden

Die Behandlung von Industrieabfällen ist spezialisierter als die Behandlung von Haushaltsabfällen; Wenn sie jedoch einer biologischen Reduktion zugänglich sind, werden sie normalerweise mit Methoden behandelt, die den zuvor beschriebenen (sekundäre/tertiäre biologische Behandlungsansätze) für kommunale Systeme ähneln.

Abfallberuhigungsteiche sind eine gängige Methode der organischen Abwasserreinigung, wenn ausreichend Landfläche zur Verfügung steht. Durchlaufteiche werden im Allgemeinen nach ihrer Bakterienaktivität in aerob, fakultativ oder anaerob eingeteilt. Belüftete Teiche werden durch diffuse oder mechanische Belüftungssysteme mit Sauerstoff versorgt.

Abbildung 8 und Abbildung 9 zeigen Skizzen von Abfallstabilisierungsteichen.

Abbildung 8. Stabilisierungsteich mit zwei Zellen: Querschnittsdiagramm

Abbildung 9. Belüftete Lagunentypen: Schematische Darstellung

Vermeidung von Umweltverschmutzung und Abfallminimierung

Wenn betriebliche Abläufe und Prozesse von Industrieabfällen an ihrer Quelle analysiert werden, können sie oft so kontrolliert werden, dass erhebliche Schadstoffemissionen verhindert werden.

Kreislauftechniken sind wichtige Ansätze in Programmen zur Vermeidung von Umweltverschmutzung. Ein Beispiel für eine Fallstudie ist ein von Preul (1981) veröffentlichter Recyclingplan für das Abwasser einer Ledergerberei, der die Rückgewinnung/Wiederverwendung von Chrom sowie die vollständige Rückführung aller Gerbereiabwässer ohne Abwasser in einen Strom außer in Notfällen umfasste. Das Flussdiagramm für dieses System ist in Abbildung 10 dargestellt.

Abbildung 10. Flussdiagramm für das Abwasserrecyclingsystem einer Gerberei

Für neuere Innovationen in dieser Technologie wird der Leser auf eine Veröffentlichung über Verschmutzungsvermeidung und Abfallminimierung von der Water Environment Federation (1995) verwiesen.

Fortgeschrittene Methoden der Abwasserbehandlung

Eine Reihe fortschrittlicher Verfahren steht für höhere Entfernungsgrade von Verschmutzungsbestandteilen zur Verfügung, wenn dies erforderlich sein kann. Eine allgemeine Auflistung umfasst:

Filterung (Sand und Multimedia)

chemische Fällung

Kohlenstoffadsorption

Elektrodialyse

Destillation

Nitrifikation

Algen ernten

Rückgewinnung von Abwässern

Mikro-Belastung

Ammoniak-Strippen

Umkehrosmose

Ionenaustausch

Landanwendung

Denitrifikation

Feuchtgebiete.

Ausgehend von der Qualität und Menge des Rohabwassers, dem Vorfluterbedarf und natürlich den Kosten muss das für die jeweilige Situation am besten geeignete Verfahren ermittelt werden. Als weitere Referenz siehe Metcalf und Eddy 1991, das ein Kapitel über fortgeschrittene Abwasserbehandlung enthält.

Fallstudie zur fortgeschrittenen Abwasserbehandlung

Die an anderer Stelle in diesem Kapitel besprochene Fallstudie des Projekts zur Abwasserrückgewinnung in der Region Dan bietet ein hervorragendes Beispiel für innovative Methoden zur Abwasserbehandlung und -rückgewinnung.

Wärmebelastung

Thermische Verschmutzung ist eine Form von Industrieabfällen, definiert als nachteilige Erhöhungen oder Verringerungen der normalen Wassertemperaturen aufnehmender Gewässer, die durch die Ableitung von Wärme aus von Menschenhand geschaffenen Anlagen verursacht werden. Die Industrien, die viel Abwärme produzieren, sind Kraftwerke für fossile Brennstoffe (Öl, Gas und Kohle) und Kernkraftwerke, Stahlwerke, Erdölraffinerien, Chemiefabriken, Zellstoff- und Papierfabriken, Brennereien und Wäschereien. Von besonderer Bedeutung ist die Stromerzeugungsindustrie, die Energie für viele Länder liefert (z. B. etwa 80 % in den USA).

Einfluss von Abwärme auf Vorfluter

Einfluss auf die Abfallaufnahmekapazität

• Hitze erhöht die biologische Oxidation.

• Wärme verringert den Sauerstoffsättigungsgehalt des Wassers und verringert die Rate der natürlichen Reoxygenierung.

• Die Nettowirkung von Hitze ist im Allgemeinen während der warmen Monate des Jahres nachteilig.

• Der Wintereffekt kann in kälteren Klimazonen von Vorteil sein, wo die Eisbedingungen aufgebrochen sind und eine Oberflächenbelüftung für Fische und Wasserlebewesen bereitgestellt wird.

 

Einfluss auf das Leben im Wasser

Viele Arten haben Temperaturtoleranzgrenzen und müssen geschützt werden, insbesondere in hitzebeeinflussten Abschnitten eines Baches oder Gewässers. Zum Beispiel haben Kaltwasserbäche normalerweise die höchste Art von Sportfischen wie Forellen und Lachse, während warme Gewässer im Allgemeinen Grobfischpopulationen unterstützen, mit bestimmten Arten wie Hechten und Bassfischen in Gewässern mit mittlerer Temperatur.

Abbildung 11. Wärmeaustausch an den Grenzen eines Vorfluterquerschnitts

Thermische Analyse in aufnehmenden Gewässern

Abbildung 11 veranschaulicht die verschiedenen Formen des natürlichen Wärmeaustauschs an den Grenzen eines Vorfluters. Wenn Wärme an ein aufnehmendes Gewässer wie einen Fluss abgegeben wird, ist es wichtig, die Flusskapazität für thermische Zusätze zu analysieren. Das Temperaturprofil eines Flusses kann berechnet werden, indem eine Wärmebilanz gelöst wird, ähnlich der, die bei der Berechnung von Durchhangkurven für gelösten Sauerstoff verwendet wird. Die Hauptfaktoren der Wärmebilanz sind in Abbildung 12 für eine Flussstrecke zwischen den Punkten A und B dargestellt. Jeder Faktor erfordert eine individuelle Berechnung in Abhängigkeit von bestimmten Wärmegrößen. Wie bei einer Bilanz von gelöstem Sauerstoff ist die Temperaturbilanz einfach eine Summierung von Temperaturwerten und -verbindlichkeiten für einen bestimmten Abschnitt. Andere anspruchsvollere analytische Ansätze sind in der Literatur zu diesem Thema verfügbar. Die Ergebnisse der Wärmebilanzrechnungen können zur Festlegung von Wärmeabfuhrbegrenzungen und ggf. bestimmter Nutzungsbeschränkungen für ein Gewässer herangezogen werden.

Abbildung 12. Flusskapazität für thermische Ergänzungen

Kontrolle der thermischen Verschmutzung

Die wichtigsten Ansätze zur Kontrolle der thermischen Verschmutzung sind:

• verbesserte Kraftwerksbetriebseffizienz

• Kühltürme

• isolierte Kühlteiche

• Berücksichtigung alternativer Methoden der Stromerzeugung wie Wasserkraft.

 

Wo die physikalischen Bedingungen innerhalb bestimmter Umweltgrenzen günstig sind, sollte die Wasserkraft als Alternative zur Energieerzeugung aus fossilen Brennstoffen oder Kernkraft in Betracht gezogen werden. Bei der Stromerzeugung aus Wasserkraft wird weder Wärme entsorgt, noch werden Abwässer eingeleitet, die die Gewässer verschmutzen.

Kontrolle der Grundwasserverschmutzung

Bedeutung des Grundwassers

Da die Wasservorräte der Welt in großem Umfang aus Grundwasserleitern entnommen werden, ist es äußerst wichtig, dass diese Versorgungsquellen geschützt werden. Es wird geschätzt, dass mehr als 95 % der verfügbaren Süßwasservorräte der Erde unterirdisch sind; In den Vereinigten Staaten stammen laut dem US Geological Survey von 50 etwa 1984 % des Trinkwassers aus Brunnen. Da die Verschmutzung und Bewegung von Grundwasser subtiler und unsichtbarer Natur ist, wird der Analyse und Kontrolle dieser Form der Wasserverschlechterung manchmal weniger Aufmerksamkeit geschenkt als der Verschmutzung von Oberflächengewässern, die weitaus offensichtlicher ist.

Abbildung 13. Wasserkreislauf und Quellen der Grundwasserverschmutzung

Quellen der unterirdischen Verschmutzung

Abbildung 13 zeigt den Wasserkreislauf mit überlagerten Grundwasserverunreinigungsquellen. Eine vollständige Auflistung der potenziellen Quellen unterirdischer Verschmutzung ist umfangreich; Zur Veranschaulichung gehören jedoch zu den offensichtlichsten Quellen:

• industrielle Abfallentsorgung

• verschmutzte Bäche in Kontakt mit Grundwasserleitern

• Bergbau

• Entsorgung von festen und gefährlichen Abfällen

• unterirdische Lagertanks wie für Erdöl

• Bewässerungssysteme

• künstliche Aufladung

• Eindringen von Meerwasser

• Verschüttungen

• verschmutzte Teiche mit durchlässigen Böden

• Entsorgungsbrunnen

• Klärgruben-Fliesenfelder und Laugengruben

• unsachgemäße Brunnenbohrung

• landwirtschaftliche Betriebe

• Straßen-Auftausalze.

 

Spezifische Schadstoffe in der unterirdischen Verunreinigung werden weiter kategorisiert als:

• unerwünschte chemische Bestandteile (typische, nicht vollständige Liste) - organisch und anorganisch (z. B. Chlorid, Sulfat, Eisen, Mangan, Natrium, Kalium)

• Gesamthärte und insgesamt gelöste Feststoffe

• toxische Bestandteile (typische, nicht vollständige Liste) - Nitrat, Arsen, Chrom, Blei, Cyanid, Kupfer, Phenole, gelöstes Quecksilber

• unerwünschte physikalische Eigenschaften - Geschmack, Farbe und Geruch

• Pestizide und Herbizide - chlorierte Kohlenwasserstoffe und andere

• radioaktive Materialien - verschiedene Formen von Radioaktivität

• biologisch - Bakterien, Viren, Parasiten und so weiter

• sauer (niedriger pH-Wert) oder ätzend (hoher pH-Wert).

 

Von den oben genannten sind Nitrate sowohl in Grundwasser als auch in Oberflächengewässern von besonderer Bedeutung. In Grundwasservorräten können Nitrate die Krankheit Methämoglobinämie (Säuglingszyanose) verursachen. Sie verursachen außerdem nachteilige Eutrophierungseffekte in Oberflächengewässern und kommen in einer Vielzahl von Wasserressourcen vor, wie von Preul (1991) berichtet. Preul (1964, 1967, 1972) und Preul und Schroepfer (1968) haben ebenfalls über die unterirdische Bewegung von Stickstoff und anderen Schadstoffen berichtet.

Umweltverschmutzung im unterirdischen Bereich

Die Grundwasserbewegung ist im Vergleich zur Bewegung von Oberflächengewässern im Wasserkreislauf außerordentlich langsam und subtil. Für ein einfaches Verständnis der Bewegung von gewöhnlichem Grundwasser unter idealen stationären Strömungsbedingungen ist das Gesetz von Darcy der grundlegende Ansatz für die Bewertung der Grundwasserbewegung bei niedrigen Reynolds-Zahlen (R):

V = K(dh/dl)

wo:

V = Geschwindigkeit des Grundwassers im Aquifer, m/Tag

K = Durchlässigkeitskoeffizient des Grundwasserleiters

(dh/dl) = hydraulischer Gradient, der die treibende Kraft für die Bewegung darstellt.

Beim unterirdischen Transport von Schadstoffen wird gewöhnliches Grundwasser (H₂O) ist im Allgemeinen die tragende Flüssigkeit und kann so berechnet werden, dass sie sich mit einer Geschwindigkeit gemäß den Parametern im Gesetz von Darcy bewegt. Die Ausbreitungsgeschwindigkeit oder Geschwindigkeit eines Schadstoffs, wie beispielsweise einer organischen oder anorganischen Chemikalie, kann jedoch aufgrund von Advektion und hydrodynamischen Dispersionsprozessen unterschiedlich sein. Bestimmte Ionen bewegen sich aufgrund von Reaktionen innerhalb des Aquifermediums langsamer oder schneller als die allgemeine Rate des Grundwasserflusses, sodass sie als „reagierend“ oder „nicht reagierend“ kategorisiert werden können. Reaktionen haben im Allgemeinen die folgenden Formen:

• physikalische Reaktionen zwischen dem Schadstoff und dem Aquifer und/oder der Transportflüssigkeit

• chemische Reaktionen zwischen dem Schadstoff und dem Aquifer und/oder der Transportflüssigkeit

• biologische Wirkungen auf den Schadstoff.

 

Typisch für reagierende und nicht reagierende Schadstoffe im Untergrund sind:

• reagierende Schadstoffe - Chrom, Ammoniumionen, Kalzium, Natrium, Eisen und so weiter; Kationen im Allgemeinen; biologische Bestandteile; radioaktive Bestandteile

• nicht reagierende Schadstoffe - Chlorid, Nitrat, Sulfat und so weiter; bestimmte Anionen; bestimmte Pestizide und Herbizide.

 

Auf den ersten Blick mag es scheinen, dass reagierende Schadstoffe der schlimmste Typ sind, aber dies muss nicht immer der Fall sein, da die Reaktionen die Ausbreitung von Schadstoffen zurückhalten oder verzögern, während die Ausbreitung von nicht reagierenden Schadstoffen weitgehend ungehindert sein kann. Mittlerweile sind bestimmte „weiche“ Haushalts- und Landwirtschaftsprodukte erhältlich, die sich nach einiger Zeit biologisch abbauen und somit die Möglichkeit einer Grundwasserkontamination vermeiden.

Grundwassersanierung

Die Vermeidung von unterirdischer Verschmutzung ist offensichtlich der beste Ansatz; Das unkontrollierte Vorhandensein verunreinigter Grundwasserverhältnisse wird jedoch normalerweise nach seinem Auftreten bekannt, z. B. durch Beschwerden von Brunnenbenutzern in der Umgebung. Bis das Problem erkannt wird, sind leider bereits schwere Schäden aufgetreten, die behoben werden müssen. Die Sanierung kann umfangreiche hydrogeologische Felduntersuchungen mit Laboranalysen von Wasserproben erfordern, um das Ausmaß von Schadstoffkonzentrationen und Wanderfahnen festzustellen. Häufig können vorhandene Brunnen für die Erstprobenentnahme verwendet werden, aber in schweren Fällen können umfangreiche Bohrungen und Wasserproben erforderlich sein. Diese Daten können dann analysiert werden, um aktuelle Bedingungen zu ermitteln und Vorhersagen über zukünftige Bedingungen zu treffen. Die Analyse der Ausbreitung von Grundwasserkontaminationen ist ein Spezialgebiet, das häufig den Einsatz von Computermodellen erfordert, um die Dynamik des Grundwassers besser zu verstehen und Vorhersagen unter verschiedenen Randbedingungen zu treffen. Hierfür stehen in der Literatur eine Reihe von zwei- und dreidimensionalen Computermodellen zur Verfügung. Für detailliertere analytische Ansätze wird der Leser auf das Buch von Freeze und Cherry (1987) verwiesen.

Umweltschutz

Der bevorzugte Ansatz zum Schutz der Grundwasserressourcen ist die Vermeidung von Verschmutzungen. Obwohl Trinkwassernormen im Allgemeinen für die Nutzung von Grundwasservorräten gelten, müssen die Rohwasservorräte vor Verunreinigungen geschützt werden. Staatliche Stellen wie Gesundheitsministerien, Behörden für natürliche Ressourcen und Umweltschutzbehörden sind im Allgemeinen für solche Aktivitäten verantwortlich. Die Bemühungen zur Kontrolle der Grundwasserverschmutzung richten sich weitgehend auf den Schutz von Grundwasserleitern und die Vermeidung von Verschmutzungen.

Die Vermeidung von Umweltverschmutzung erfordert Landnutzungskontrollen in Form von Zoneneinteilungen und bestimmten Vorschriften. Gesetze können zur Verhinderung bestimmter Funktionen gelten, insbesondere für Punktquellen oder Handlungen, die möglicherweise eine Umweltverschmutzung verursachen können. Die Kontrolle durch Landnutzungszonen ist ein Instrument zum Schutz des Grundwassers, das auf kommunaler oder Kreisebene am effektivsten ist. Programme zum Schutz von Grundwasserleitern und Bohrlöchern, wie unten beschrieben, sind führende Beispiele für die Vermeidung von Umweltverschmutzung.

Ein Programm zum Schutz des Grundwasserleiters erfordert die Festlegung der Grenzen des Grundwasserleiters und seiner Neubildungsgebiete. Aquifere können von einem nicht begrenzten oder begrenzten Typ sein und müssen daher von einem Hydrologen analysiert werden, um diese Bestimmung vorzunehmen. Die meisten großen Grundwasserleiter sind in Industrieländern im Allgemeinen gut bekannt, aber andere Gebiete können Felduntersuchungen und hydrogeologische Analysen erfordern. Das Schlüsselelement des Programms zum Schutz des Grundwasserleiters vor einer Verschlechterung der Wasserqualität ist die Kontrolle der Landnutzung über dem Grundwasserleiter und seinen Wiederauffüllungsgebieten.

Der Schutz des Bohrlochkopfs ist ein definitiverer und begrenzterer Ansatz, der für den Wiederauffüllungsbereich gilt, der zu einem bestimmten Bohrloch beiträgt. Die US-Bundesregierung verlangt nun durch 1986 verabschiedete Änderungen des Safe Drinking Water Act (SDWA) (1984), dass für öffentliche Versorgungsbrunnen spezielle Bohrlochschutzbereiche eingerichtet werden. Der Wellhead Protection Area (WHPA) ist in der SDWA definiert als „der Oberflächen- und Untergrundbereich, der einen Wasserbrunnen oder ein Brunnenfeld umgibt und ein öffentliches Wasserversorgungssystem versorgt, durch das sich Schadstoffe mit ziemlicher Wahrscheinlichkeit zu einem solchen Brunnen oder Brunnen bewegen und diesen erreichen Gebiet." Das Hauptziel des WHPA-Programms, wie von der US EPA (1987) umrissen, ist die Abgrenzung von Bohrlochschutzgebieten auf der Grundlage ausgewählter Kriterien, des Bohrlochbetriebs und hydrogeologischer Überlegungen.

 

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