Freitag, März 11 2011 16: 58

Messung und Bewertung chemischer Schadstoffe

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Unter dem Gesichtspunkt der Verschmutzung weist die Raumluft in nichtindustriellen Umgebungen mehrere Eigenschaften auf, die sie von der Außen- oder atmosphärischen Luft und von der Luft an Industriearbeitsplätzen unterscheidet. Neben Schadstoffen in der atmosphärischen Luft enthält die Raumluft auch Schadstoffe, die durch Baumaterialien und durch die Aktivitäten innerhalb des Gebäudes entstehen. Die Schadstoffkonzentrationen in der Raumluft sind je nach Belüftung in der Regel gleich oder geringer als die in der Außenluft gefundenen Konzentrationen. Von Baumaterialien erzeugte Schadstoffe unterscheiden sich normalerweise von denen in der Außenluft und können in hohen Konzentrationen gefunden werden, während diejenigen, die durch Aktivitäten innerhalb des Gebäudes erzeugt werden, von der Art dieser Aktivitäten abhängen und die gleichen sein können wie diejenigen, die in der Außenluft gefunden werden, wie z bei CO und CO2.

Aus diesem Grund ist die Anzahl der in nichtindustrieller Innenluft gefundenen Schadstoffe groß und vielfältig und die Konzentrationsniveaus sind gering (außer in Fällen, in denen es eine wichtige Erzeugungsquelle gibt); sie variieren je nach atmosphärischen/klimatischen Bedingungen, Art oder Eigenschaften des Gebäudes, seiner Belüftung und den darin durchgeführten Tätigkeiten.

Analyse

Ein Großteil der Methoden zur Messung der Innenraumluftqualität stammt aus der Arbeitshygiene und aus Messungen der Immission von Außenluft. Es gibt nur wenige Analysemethoden, die speziell für diese Art von Tests validiert wurden, obwohl einige Organisationen, wie die Weltgesundheitsorganisation und die Environmental Protection Agency in den Vereinigten Staaten, auf diesem Gebiet forschen. Ein zusätzliches Hindernis ist der Mangel an Informationen über die Expositions-Wirkungs-Beziehung, wenn es um langfristige Expositionen gegenüber niedrigen Schadstoffkonzentrationen geht.

Die für die Arbeitshygiene verwendeten Analysemethoden sind auf die Messung hoher Konzentrationen ausgelegt und für viele Schadstoffe nicht definiert, während die Anzahl der Schadstoffe in der Raumluft groß und unterschiedlich und die Konzentrationsniveaus, außer in bestimmten Fällen, gering sein können. Die meisten Methoden der Arbeitshygiene basieren auf der Entnahme von Proben und deren Analyse; Viele dieser Methoden können auf die Raumluft angewendet werden, wenn mehrere Faktoren berücksichtigt werden: Anpassung der Methoden an die typischen Konzentrationen; Erhöhung ihrer Empfindlichkeit ohne Beeinträchtigung der Genauigkeit (z. B. Erhöhung des getesteten Luftvolumens); und Validierung ihrer Spezifität.

Die zur Messung von Schadstoffkonzentrationen in der Außenluft verwendeten Analysemethoden ähneln denen, die für die Innenraumluft verwendet werden, und daher können einige direkt für die Innenraumluft verwendet werden, während andere leicht angepasst werden können. Es ist jedoch wichtig zu bedenken, dass einige Methoden für eine direkte Ablesung einer Probe ausgelegt sind, während andere sperrige und manchmal laute Instrumente erfordern und große Mengen an Probenluft verwenden, die die Ablesung verfälschen können.

Planung der Lesungen

Zur Verbesserung der Raumluftqualität kann das traditionelle Verfahren im Bereich der Arbeitsplatzklimatisierung eingesetzt werden. Es besteht darin, ein Problem zu identifizieren und zu quantifizieren, Korrekturmaßnahmen vorzuschlagen, sicherzustellen, dass diese Maßnahmen umgesetzt werden, und dann ihre Wirksamkeit nach einer gewissen Zeit zu bewerten. Dieses übliche Verfahren ist nicht immer das adäquateste, da oft eine so umfassende Bewertung, einschließlich der Entnahme vieler Proben, nicht erforderlich ist. Sondierende Maßnahmen, die von einer Sichtprüfung bis hin zur Untersuchung der Umgebungsluft durch direkte Ableseverfahren reichen können und die eine ungefähre Schadstoffkonzentration liefern können, reichen aus, um viele der bestehenden Probleme zu lösen. Sobald Korrekturmaßnahmen ergriffen wurden, können die Ergebnisse mit einer zweiten Messung bewertet werden, und nur wenn es keine eindeutigen Hinweise auf eine Verbesserung gibt, kann eine gründlichere Inspektion (mit eingehenden Messungen) oder eine vollständige analytische Studie durchgeführt werden (Swedish Work Umweltfonds 1988).

Die Hauptvorteile eines solchen Sondierungsverfahrens gegenüber dem traditionelleren sind Wirtschaftlichkeit, Schnelligkeit und Effektivität. Es erfordert kompetentes und erfahrenes Personal und den Einsatz geeigneter Geräte. Abbildung 1 fasst die Ziele der verschiedenen Phasen dieses Verfahrens zusammen.

Abbildung 1. Planung der Messwerte für die explorative Auswertung.

AIR050T1

Stichprobenstrategie

Eine analytische Kontrolle der Raumluftqualität sollte nur als letzter Ausweg in Betracht gezogen werden, wenn die orientierende Messung keine positiven Ergebnisse erbracht hat oder wenn eine weitere Bewertung oder Kontrolle der ersten Tests erforderlich ist.

Unter der Annahme einiger Vorkenntnisse über die Verschmutzungsquellen und die Arten von Schadstoffen sollten die Proben, selbst wenn sie zahlenmäßig begrenzt sind, für die verschiedenen untersuchten Räume repräsentativ sein. Zur Beantwortung der Fragen Was? Wie? Woher? und wann?

Was

Die fraglichen Schadstoffe müssen im Voraus identifiziert werden, und unter Berücksichtigung der verschiedenen Arten von Informationen, die eingeholt werden können, sollte man entscheiden, ob man dies tun möchte Emission or Immission Messungen.

Emissionsmessungen für die Raumluftqualität können den Einfluss verschiedener Verschmutzungsquellen, klimatischer Bedingungen, Gebäudeeigenschaften und menschlicher Eingriffe bestimmen, wodurch wir die Emissionsquellen kontrollieren oder reduzieren und die Qualität der Raumluft verbessern können. Es gibt verschiedene Techniken, um diese Art von Messung durchzuführen: Anordnen eines Sammelsystems neben der Emissionsquelle, Definieren eines begrenzten Arbeitsbereichs und Untersuchen von Emissionen, als ob sie allgemeine Arbeitsbedingungen darstellen, oder Arbeiten unter simulierten Bedingungen unter Verwendung von Überwachungssystemen, die sich darauf verlassen Kopfraummaßnahmen.

Immissionsmessungen ermöglichen uns, die Belastung der Raumluft in den verschiedenen Teilbereichen des Gebäudes zu ermitteln und damit eine Belastungskarte für das gesamte Bauwerk zu erstellen. Anhand dieser Messungen und der Identifizierung der verschiedenen Bereiche, in denen die Menschen ihre Tätigkeiten ausgeführt haben, und der Berechnung der Zeit, die sie für jede Aufgabe aufgewendet haben, wird es möglich sein, die Expositionsniveaus zu bestimmen. Eine andere Möglichkeit, dies zu tun, besteht darin, dass einzelne Arbeiter während der Arbeit Überwachungsgeräte tragen.

Wenn die Anzahl der Schadstoffe groß und vielfältig ist, kann es praktischer sein, einige wenige repräsentative Stoffe auszuwählen, damit die Messung repräsentativ und nicht zu teuer ist.

Ultraschall

Die Auswahl der Art der durchzuführenden Messung hängt von der verfügbaren Methode (direkte Messung oder Probenahme und Analyse) und von der Messtechnik ab: Emission oder Immission.

Wo

Der ausgewählte Ort sollte der geeignetste und repräsentativste für die Entnahme von Proben sein. Dies erfordert Kenntnisse über das zu untersuchende Gebäude: seine Ausrichtung zur Sonne, die Anzahl der Stunden, in denen es direktes Sonnenlicht erhält, die Anzahl der Stockwerke, die Art der Unterteilung, ob die Belüftung natürlich oder forciert ist, ob seine Fenster geöffnet werden können, usw. Es ist auch notwendig, die Quelle der Beschwerden und Probleme zu kennen, z. B. ob sie in den oberen oder unteren Stockwerken oder in fensternahen oder -fernen Bereichen oder in schlecht belüfteten oder beleuchteten Bereichen auftreten. unter anderen Standorten. Die Auswahl der besten Standorte für die Entnahme der Proben basiert auf allen verfügbaren Informationen zu den oben genannten Kriterien.

Wann

Die Entscheidung, wann die Messungen vorgenommen werden, hängt davon ab, wie sich die Konzentrationen von Luftschadstoffen im Laufe der Zeit ändern. Die Verschmutzung kann morgens, während des Arbeitstages oder am Ende des Tages als erstes festgestellt werden; es kann am Anfang oder am Ende der Woche festgestellt werden; im Winter oder Sommer; wenn die Klimaanlage ein- oder ausgeschaltet ist; sowie zu anderen Zeiten.

Um diese Fragen richtig beantworten zu können, muss die Dynamik des jeweiligen Raumklimas bekannt sein. Es ist auch notwendig, die Ziele der durchgeführten Messungen zu kennen, die sich an den untersuchten Schadstoffarten orientieren. Die Dynamik von Innenräumen wird durch die Vielfalt der Verschmutzungsquellen, die physikalischen Unterschiede in den beteiligten Räumen, die Art der Abschottung, die Art der verwendeten Belüftung und Klimatisierung, die äußeren atmosphärischen Bedingungen (Wind, Temperatur, Jahreszeit usw. ) und die Merkmale des Gebäudes (Anzahl der Fenster, ihre Ausrichtung usw.).

Die Ziele der Messungen bestimmen, ob die Probenahme in kurzen oder langen Intervallen durchgeführt wird. Wenn angenommen wird, dass die gesundheitlichen Auswirkungen der angegebenen Schadstoffe langfristig sind, sollten durchschnittliche Konzentrationen über lange Zeiträume gemessen werden. Bei Stoffen mit akuter, aber nicht kumulativer Wirkung sind Messungen über kurze Zeiträume ausreichend. Bei Verdacht auf intensive Emissionen von kurzer Dauer ist eine häufige Probenahme über kurze Zeiträume erforderlich, um den Zeitpunkt der Emissionen zu ermitteln. Es darf jedoch nicht übersehen werden, dass in vielen Fällen die Auswahlmöglichkeiten bei der Art der verwendeten Probenahmeverfahren durch die verfügbaren oder erforderlichen Analyseverfahren bestimmt werden können.

Wenn nach Abwägung all dieser Fragen die Ursache des Problems nicht hinreichend klar ist oder wenn das Problem am häufigsten auftritt, muss stichprobenartig entschieden werden, wo und wann Proben entnommen werden, wobei die Anzahl der Proben als zu berechnen ist eine Funktion der erwarteten Zuverlässigkeit und Kosten.

Messtechniken

Die verfügbaren Methoden zur Entnahme von Raumluftproben und zu deren Analyse können in zwei Typen eingeteilt werden: Methoden, die eine direkte Messung beinhalten, und solche, die die Entnahme von Proben für eine spätere Analyse beinhalten.

Auf direkter Ablesung beruhende Verfahren sind solche, bei denen die Probenahme und die Messung der Schadstoffkonzentration gleichzeitig erfolgen; Sie sind schnell und die Messung erfolgt augenblicklich, was präzise Daten zu relativ geringen Kosten ermöglicht. Zu dieser Gruppe gehören Kolorimetrische Röhren und bestimmte Monitore.

Die Verwendung von kolorimetrischen Röhrchen basiert auf der Änderung der Farbe eines bestimmten Reaktanten, wenn er mit einem bestimmten Schadstoff in Kontakt kommt. Am häufigsten werden Röhrchen verwendet, die einen festen Reaktanten enthalten und durch die mit einer manuellen Pumpe Luft gezogen wird. Die Beurteilung der Raumluftqualität mit kolorimetrischen Röhren ist nur für orientierende Messungen und zur Messung sporadischer Emissionen sinnvoll, da ihre Empfindlichkeit im Allgemeinen gering ist, mit Ausnahme einiger Schadstoffe wie CO und CO2 die in hohen Konzentrationen in der Raumluft zu finden sind. Es ist wichtig zu bedenken, dass die Genauigkeit dieser Methode gering ist und dass Störungen durch unerwartete Verunreinigungen oft ein Faktor sind.

Bei bestimmten Monitoren basiert die Detektion von Schadstoffen auf physikalischen, elektrischen, thermischen, elektromagnetischen und chemoelektromagnetischen Prinzipien. Die meisten Monitore dieses Typs können verwendet werden, um Messungen von kurzer oder langer Dauer durchzuführen und ein Kontaminationsprofil an einem bestimmten Standort zu erhalten. Ihre Genauigkeit wird von den jeweiligen Herstellern bestimmt und die ordnungsgemäße Verwendung erfordert regelmäßige Kalibrierungen mittels kontrollierter Atmosphäre oder zertifizierter Gasmischungen. Monitore werden immer präziser und feinfühliger. Viele haben einen eingebauten Speicher zum Speichern der Messwerte, die dann auf Computer heruntergeladen werden können, um Datenbanken zu erstellen und die Ergebnisse einfach zu organisieren und abzurufen.

Probenahmemethoden und Analysen können eingeteilt werden in aktiv (oder dynamisch) und Passiv, je nach Technik.

Bei aktiven Systemen kann diese Verschmutzung gesammelt werden, indem Luft durch Sammelvorrichtungen gepresst wird, in denen die Schadstoffe eingefangen werden, wodurch die Probe konzentriert wird. Dies wird mit Filtern, adsorbierenden Feststoffen und absorbierenden oder reaktiven Lösungen bewerkstelligt, die in Bubbler platziert oder auf poröses Material imprägniert werden. Dann wird Luft durchgepresst und die Verunreinigung oder die Produkte ihrer Reaktion werden analysiert. Für die Analyse von Luftproben mit aktiven Systemen sind ein Fixiermittel, eine Pumpe zum Bewegen der Luft und ein System zum Messen des Volumens der Probenluft erforderlich, entweder direkt oder unter Verwendung von Durchfluss- und Dauerdaten.

Der Durchfluss und das Volumen der Probeluft sind in den Referenzhandbüchern angegeben oder sollten durch vorherige Tests bestimmt werden und hängen von der Menge und Art des verwendeten Absorptions- oder Adsorptionsmittels, den zu messenden Schadstoffen, der Art der Messung (Emission oder Immission) ab ) und die Beschaffenheit der Umgebungsluft während der Probenahme (Feuchte, Temperatur, Druck). Die Wirksamkeit des Sammelns erhöht sich durch Verringerung der Aufnahmerate oder durch Erhöhung der Menge des verwendeten Fixiermittels, direkt oder gleichzeitig.

Eine andere Art der aktiven Probenahme ist das direkte Auffangen von Luft in einem Beutel oder einem anderen inerten und undurchlässigen Behälter. Diese Art der Probennahme wird bei einigen Gasen (CO, CO2, H2SO2) und ist als Sondierungsmaßnahme nützlich, wenn die Art des Schadstoffs unbekannt ist. Der Nachteil ist, dass ohne Konzentrieren der Probe die Empfindlichkeit möglicherweise nicht ausreicht und eine weitere Laborverarbeitung erforderlich sein kann, um die Konzentration zu erhöhen.

Passive Systeme fangen Schadstoffe durch Diffusion oder Permeation auf einer Basis ein, die ein festes Adsorptionsmittel sein kann, entweder allein oder mit einem bestimmten Reaktanten imprägniert. Diese Systeme sind bequemer und einfacher zu verwenden als aktive Systeme. Sie benötigen weder Pumpen zum Auffangen der Probe noch hochqualifiziertes Personal. Die Probennahme kann jedoch lange dauern und die Ergebnisse liefern meist nur mittlere Konzentrationen. Dieses Verfahren kann nicht zur Messung von Spitzenkonzentrationen verwendet werden; in diesen Fällen sollten stattdessen aktive Systeme verwendet werden. Um passive Systeme richtig zu verwenden, ist es wichtig, die Geschwindigkeit zu kennen, mit der jeder Schadstoff erfasst wird, was vom Diffusionskoeffizienten des Gases oder Dampfes und dem Design des Monitors abhängt.

Tabelle 1 zeigt die hervorstechenden Merkmale jeder Probenahmemethode, und Tabelle 2 umreißt die verschiedenen Methoden, die zum Sammeln und Analysieren der Proben auf die wichtigsten Luftschadstoffe in Innenräumen verwendet werden.

Tabelle 1. Methodik zur Entnahme von Proben

Eigenschaften

Aktives

Passive Kunden

Direktes Lesen

Zeitgesteuerte Intervallmessungen

+

 

+

Langzeitmessungen

 

+

+

Netzwerk Performance

   

+

Konzentration der Probe

+

+

 

Immissionsmessung

+

+

+

Emissionsmessung

+

+

+

Sofortige Antwort

   

+

+ Bedeutet, dass die angegebene Methode für die Messmethode oder die gewünschten Messkriterien geeignet ist.

Tabelle 2. Nachweismethoden für Gase in der Innenraumluft

Schadstoff

Direktes Lesen

Methoden

Analyse

 

Einfangen durch Diffusion

Einfangen durch Konzentration

Direkte Erfassung

 

Kohlenmonoxid

Elektrochemische Zelle
Infrarot-Spektroskopie

   

Beutel oder inerter Behälter

GCa

Ozon

Chemilumineszenz

 

Bubbler

 

UV-Visb

Schwefeldioxid

Elektrochemische Zelle

 

Bubbler

 

UV-Vis

Stickstoffdioxid

Chemilumineszenz
Elektrochemische Zelle

Filter imprägniert mit a
Reaktant

Bubbler

 

UV-Vis

Kohlendioxid

Infrarot-Spektroskopie

   

Beutel oder inerter Behälter

GC

Formaldehyd

-

Filter imprägniert mit a
Reaktant

Bubbler
Adsorbierende Feststoffe

 

HPLCc
Polarographie
UV-Vis

VOCs

Tragbarer GC

Adsorbierende Feststoffe

Adsorbierende Feststoffe

Beutel oder inerter Behälter

GC (ECDd-FIDe-NPDf-PIDg)
GC-MSh

Pestizide

-

 

Adsorbierende Feststoffe
Bubbler
Filter
Kombinationen

 

GC (ECD-FPD-NPD)
GC-EM

Feinstaub

-

Optischer Sensor

Filter

Impaktor
Zyklon

Gravimetrie
Mikroskopie

— = Methode für Schadstoff ungeeignet.
a GC = Gaschromatographie.
b UV-Vis = sichtbare Ultraviolett-Spektrophotometrie.
c HPLC = Hochpräzisionsflüssigkeitschromatographie.
d CD = Elektroneneinfangdetektor.
e FID = Flammen-, Ionisationsdetektor.
f NPD = Stickstoff/Phosphor-Detektor.
g PID = Photoionisationsdetektor.
h MS = Massenspektrometrie.

Auswahl der Methode

Um die beste Probenahmemethode auszuwählen, sollte man zunächst feststellen, ob validierte Methoden für die untersuchten Schadstoffe existieren, und dafür sorgen, dass die richtigen Instrumente und Materialien zum Sammeln und Analysieren des Schadstoffs verfügbar sind. In der Regel muss man wissen, wie hoch die Kosten sind und welche Empfindlichkeit für die Arbeit erforderlich ist, sowie Dinge, die die Messung je nach gewählter Methode stören können.

Eine Schätzung der Mindestkonzentrationen dessen, was man zu messen hofft, ist sehr nützlich, wenn man die zur Analyse der Probe verwendete Methode bewertet. Die erforderliche Mindestkonzentration steht in direktem Zusammenhang mit der Schadstoffmenge, die unter den durch die verwendete Methode festgelegten Bedingungen (dh der Art des zum Auffangen des Schadstoffs verwendeten Systems oder der Dauer der Probenahme und dem Volumen der entnommenen Luftprobe) gesammelt werden kann. Diese Mindestmenge bestimmt die Empfindlichkeit, die für die Analysemethode erforderlich ist; sie kann aus in der Literatur gefundenen Referenzdaten für einen bestimmten Schadstoff oder eine bestimmte Schadstoffgruppe berechnet werden, wenn sie mit einer ähnlichen Methode wie der verwendeten ermittelt wurden. Wenn beispielsweise festgestellt wird, dass Kohlenwasserstoffkonzentrationen von 30 (mg/m3) in dem untersuchten Gebiet häufig vorkommen, sollte die verwendete Analysemethode die Messung dieser Konzentrationen problemlos ermöglichen. Wenn die Probe mit einem Röhrchen mit Aktivkohle in vier Stunden und mit einem Durchfluss von 0.5 Litern pro Minute entnommen wird, wird die Menge der in der Probe gesammelten Kohlenwasserstoffe berechnet, indem die Durchflussrate der Substanz mit dem überwachten Zeitraum multipliziert wird. Im gegebenen Beispiel ist dies gleich:

von Kohlenwasserstoffen  

Für diese Anwendung kann jedes Verfahren zum Nachweis von Kohlenwasserstoffen verwendet werden, bei dem die Menge in der Probe unter 3.6 μg liegen muss.

Eine andere Schätzung könnte aus der als zulässiger Grenzwert für die Raumluft für den gemessenen Schadstoff festgelegten Höchstgrenze berechnet werden. Liegen diese Zahlen nicht vor und sind weder die üblichen Konzentrationen in der Raumluft noch die Geschwindigkeit bekannt, mit der der Schadstoff in den Raum abgegeben wird, können Näherungswerte auf der Grundlage der potenziellen Schadstoffkonzentrationen verwendet werden, die die Gesundheit beeinträchtigen können . Die gewählte Methode sollte in der Lage sein, 10 % des festgelegten Grenzwerts oder der minimalen Konzentration, die die Gesundheit beeinträchtigen könnte, zu messen. Auch bei einer akzeptablen Empfindlichkeit des gewählten Analyseverfahrens ist es möglich, Schadstoffkonzentrationen zu finden, die unterhalb der unteren Nachweisgrenze des gewählten Verfahrens liegen. Dies sollte bei der Berechnung der durchschnittlichen Konzentrationen berücksichtigt werden. Wenn beispielsweise von zehn erfassten Messwerten drei unter der Nachweisgrenze liegen, sollten zwei Mittelwerte berechnet werden, wobei einer diesen drei Messwerten den Wert Null zuweist und ein anderer ihnen die niedrigste Nachweisgrenze gibt, was einen minimalen Durchschnitt und einen maximalen Durchschnitt ergibt. Der wahre gemessene Durchschnitt wird zwischen den beiden gefunden.

Analytische Verfahren

Die Zahl der Innenraumluftschadstoffe ist groß und sie kommen in geringen Konzentrationen vor. Die verfügbare Methodik basiert auf angepassten Methoden zur Überwachung der Qualität von Außenluft, atmosphärischer Luft und Luft in industriellen Umgebungen. Die Anpassung dieser Methoden für die Analyse von Raumluft impliziert eine Änderung des angestrebten Konzentrationsbereichs, wenn die Methode dies zulässt, die Verwendung längerer Probenahmezeiten und größerer Mengen an Absorptions- oder Adsorptionsmitteln. All diese Änderungen sind dann sinnvoll, wenn sie nicht zu einem Verlust an Zuverlässigkeit oder Präzision führen. Die Messung eines Schadstoffgemisches ist in der Regel teuer und die erhaltenen Ergebnisse ungenau. In vielen Fällen wird lediglich ein Belastungsprofil ermittelt, das den Verschmutzungsgrad während der Probenahmeintervalle im Vergleich zu sauberer Luft, zur Außenluft oder zu anderen Innenräumen angibt. Direktablesungsmonitore werden zur Überwachung des Verschmutzungsprofils verwendet und sind möglicherweise nicht geeignet, wenn sie zu laut oder zu groß sind. Immer kleinere und leisere Monitore, die eine höhere Präzision und Empfindlichkeit bieten, werden entwickelt. Tabelle 3 zeigt in groben Zügen den aktuellen Stand der Methoden zur Messung der verschiedenen Schadstoffarten.

Tabelle 3. Methoden zur Analyse chemischer Schadstoffe

Schadstoff

Direkt ablesbarer Monitora

Probenahme und Analyse

Kohlenmonoxid

+

+

Kohlendioxid

+

+

Stickstoffdioxid

+

+

Formaldehyd

-

+

Schwefeldioxid

+

+

Ozon

+

+

VOCs

+

+

Pestizide

-

+

Partikuliert

+

+

a ++ = am häufigsten verwendet; + = seltener verwendet; – = entfällt.

Analyse von Gasen

Aktive Methoden sind die gebräuchlichsten für die Analyse von Gasen und werden unter Verwendung von absorbierenden Lösungen oder adsorbierenden Feststoffen oder durch direkte Entnahme einer Luftprobe mit einem Beutel oder einem anderen inerten und luftdichten Behälter durchgeführt. Um den Verlust eines Teils der Probe zu verhindern und die Genauigkeit der Ablesung zu erhöhen, muss das Volumen der Probe geringer sein und die Menge an Absorptions- oder Adsorptionsmittel sollte größer sein als bei anderen Verschmutzungsarten. Auch beim Transport und der Aufbewahrung der Probe (Haltung bei niedriger Temperatur) und beim Minimieren der Zeit vor dem Testen der Probe ist Vorsicht geboten. Wegen der erheblichen Verbesserung der Fähigkeiten moderner Monitore, die empfindlicher und präziser als zuvor sind, werden zur Messung von Gasen häufig direkte Ableseverfahren verwendet. Aufgrund ihrer einfachen Handhabung und der Menge und Art der Informationen, die sie liefern, ersetzen sie zunehmend traditionelle Analysemethoden. Tabelle 4 zeigt die minimalen Nachweisgrenzen für die verschiedenen untersuchten Gase unter Berücksichtigung der verwendeten Probenahme- und Analysemethode.

Tabelle 4. Untere Nachweisgrenzen für einige Gase durch Monitore, die zur Beurteilung der Raumluftqualität verwendet werden

Schadstoff

Direkt ablesbarer Monitora

Probenahme u
aktive/passive Analyse

Kohlenmonoxid

1.0 ppm

0.05 ppm

Stickstoffdioxid

2 ppb

1.5 ppb (1 Woche)b

Ozon

4 ppb

5.0 ppb

Formaldehyd

 

5.0 ppb (1 Woche)b

a Kohlendioxid-Monitore, die Infrarotspektroskopie verwenden, sind immer empfindlich genug.
b Passive Monitore (Belichtungsdauer).

Diese Gase sind häufige Schadstoffe in der Raumluft. Sie werden mit Monitoren gemessen, die sie direkt elektrochemisch oder infrarot erfassen, obwohl Infrarotdetektoren nicht sehr empfindlich sind. Sie können auch gemessen werden, indem Luftproben direkt mit inerten Beuteln entnommen und die Probe gaschromatographisch mit einem Flammenionisationsdetektor analysiert werden, wobei die Gase zunächst durch eine katalytische Reaktion in Methan umgewandelt werden. Wärmeleitungsdetektoren sind normalerweise empfindlich genug, um normale CO-Konzentrationen zu messen2.

Stickstoffdioxid

Es wurden Verfahren entwickelt, um Stickstoffdioxid, NO, nachzuweisen2B. in der Innenraumluft, indem passive Monitore verwendet und Proben zur späteren Analyse genommen werden, aber diese Methoden haben Empfindlichkeitsprobleme aufgeworfen, die hoffentlich in Zukunft überwunden werden. Die bekannteste Methode ist das Palmes-Röhrchen, das eine Nachweisgrenze von 300 ppb hat. Bei nicht-industriellen Situationen sollte die Probenahme mindestens fünf Tage dauern, um eine Nachweisgrenze von 1.5 ppb zu erreichen, was dem Dreifachen des Blindwertes für eine einwöchige Exposition entspricht. Auf der Grundlage der Chemilumineszenzreaktion zwischen NO wurden auch tragbare Monitore entwickelt, die in Echtzeit messen2 und dem Reaktanten Luminol, aber die durch dieses Verfahren erhaltenen Ergebnisse können durch die Temperatur beeinflusst werden und ihre Linearität und Empfindlichkeit hängen von den Eigenschaften der verwendeten Luminollösung ab. Monitore mit elektrochemischen Sensoren haben eine verbesserte Empfindlichkeit, sind jedoch Störungen durch schwefelhaltige Verbindungen ausgesetzt (Freixa 1993).

Schwefeldioxid

Zur Messung von Schwefeldioxid, SO, wird ein spektrophotometrisches Verfahren verwendet2, in einer Innenumgebung. Die Luftprobe wird durch eine Kaliumtetrachlorquecksilberlösung geblasen, um einen stabilen Komplex zu bilden, der wiederum nach Reaktion mit Pararosanilin spektrophotometrisch gemessen wird. Andere Verfahren basieren auf Flammenphotometrie und pulsierender UV-Fluoreszenz, und es gibt auch Verfahren, die darauf basieren, die Messung vor der spektroskopischen Analyse abzuleiten. Diese Art der Erkennung, die für Außenluftüberwachungsgeräte verwendet wurde, ist wegen mangelnder Spezifität nicht für die Innenraumluftanalyse geeignet und weil viele dieser Überwachungsgeräte ein Entlüftungssystem benötigen, um die von ihnen erzeugten Gase zu entfernen. Da Emissionen von SO2 stark reduziert wurden und es nicht als bedeutender Schadstoff in der Raumluft gilt, ist die Entwicklung von Monitoren zu seiner Erkennung noch nicht sehr weit fortgeschritten. Auf dem Markt sind jedoch tragbare Instrumente erhältlich, die SO erkennen können2 basierend auf dem Nachweis von Pararosanilin (Freixa 1993).

Ozon

Ozon, O3, ist in Innenräumen nur in speziellen Situationen anzutreffen, in denen es kontinuierlich erzeugt wird, da es schnell zerfällt. Sie wird durch Direktablesungsverfahren, durch kolorimetrische Röhrchen und durch Chemilumineszenzverfahren gemessen. Es kann auch durch arbeitshygienische Methoden nachgewiesen werden, die leicht auf die Raumluft angepasst werden können. Die Probe wird mit einer absorbierenden Lösung von Kaliumiodid in einem neutralen Medium gewonnen und dann einer spektrophotometrischen Analyse unterzogen.

Formaldehyd

Formaldehyd ist ein wichtiger Schadstoff der Innenraumluft und aufgrund seiner chemischen und toxischen Eigenschaften ist eine individuelle Bewertung empfehlenswert. Für den Nachweis von Formaldehyd in der Luft gibt es verschiedene Methoden, die alle auf der Entnahme von Proben zur späteren Analyse, mit aktiver Fixierung oder durch Diffusion beruhen. Die am besten geeignete Erfassungsmethode wird durch die Art der verwendeten Probe (Emission oder Immission) und die Empfindlichkeit der Analysemethode bestimmt. Die traditionellen Methoden beruhen darauf, eine Probe zu gewinnen, indem Luft durch destilliertes Wasser oder eine 1%ige Natriumbisulfatlösung bei 5°C geblasen und dann mit spektrofluorometrischen Methoden analysiert wird. Während die Probe gelagert wird, sollte sie auch bei 5°C gehalten werden. SO2 und die Bestandteile des Tabakrauchs können Störungen verursachen. Aktive Systeme oder Verfahren, die Schadstoffe durch Diffusion mit festen Adsorbentien erfassen, werden immer häufiger in der Innenraumluftanalytik eingesetzt; sie bestehen alle aus einer Basis, die ein Filter oder ein Feststoff sein kann, der mit einem Reaktanten wie Natriumbisulfat oder 2,4-Diphenylhydrazin gesättigt ist. Methoden, die den Schadstoff durch Diffusion einfangen, sind zusätzlich zu den allgemeinen Vorteilen dieser Methode empfindlicher als aktive Methoden, weil die Zeit, die zum Erhalten der Probe benötigt wird, länger ist (Freixa 1993).

Nachweis flüchtiger organischer Verbindungen (VOCs)

Die Methoden zur Messung oder Überwachung organischer Dämpfe in der Raumluft müssen eine Reihe von Kriterien erfüllen: Sie sollten eine Empfindlichkeit in der Größenordnung von Teilen pro Milliarde (ppb) bis Teile pro Billion (ppt) aufweisen, die Instrumente, die zur Entnahme der Probe verwendet werden, oder direkt ablesen muss tragbar und vor Ort einfach zu handhaben sein, und die erzielten Ergebnisse müssen präzise und duplizierbar sein. Es gibt sehr viele Methoden, die diese Kriterien erfüllen, aber die am häufigsten verwendeten zur Analyse der Raumluft basieren auf der Entnahme und Analyse von Proben. Es gibt direkte Nachweisverfahren, die aus tragbaren Gaschromatographen mit unterschiedlichen Nachweisverfahren bestehen. Diese Instrumente sind teuer, ihre Handhabung aufwendig und sie können nur von geschultem Personal bedient werden. Für polare und unpolare organische Verbindungen mit einem Siedepunkt zwischen 0 °C und 300 °C ist Aktivkohle das am weitesten verbreitete Adsorptionsmittel sowohl für aktive als auch für passive Probenahmesysteme. Poröse Polymere und Polymerharze wie Tenax GC, XAD-2 und Ambersorb werden ebenfalls verwendet. Das am weitesten verbreitete davon ist Tenax. Die mit Aktivkohle gewonnenen Proben werden mit Schwefelkohlenstoff extrahiert und durch Gaschromatographie mit Flammenionisations-, Elektroneneinfang- oder Massenspektrometrie-Detektoren analysiert, gefolgt von einer qualitativen und quantitativen Analyse. Mit Tenax gewonnene Proben werden üblicherweise durch thermische Desorption mit Helium extrahiert und in einer Stickstoffkühlfalle kondensiert, bevor sie dem Chromatographen zugeführt werden. Eine andere gängige Methode besteht darin, Proben direkt zu gewinnen, indem man Beutel oder inerte Behälter verwendet, die Luft direkt dem Gaschromatographen zuführt oder die Probe zuerst mit einem Adsorbens und einer Kühlfalle konzentriert. Die Nachweisgrenzen dieser Methoden hängen von der analysierten Verbindung, dem Volumen der entnommenen Probe, der Hintergrundbelastung und den Nachweisgrenzen des verwendeten Instruments ab. Da es unmöglich ist, jede einzelne der vorhandenen Verbindungen zu quantifizieren, erfolgt die Quantifizierung normalerweise nach Familien, indem als Referenz Verbindungen verwendet werden, die für jede Verbindungsfamilie charakteristisch sind. Beim Nachweis von VOCs in der Raumluft ist die Reinheit der verwendeten Lösungsmittel sehr wichtig. Bei der thermischen Desorption kommt es auch auf die Reinheit der Gase an.

Nachweis von Pestiziden

Zum Nachweis von Pestiziden in der Innenraumluft werden üblicherweise Proben mit festen Adsorptionsmitteln entnommen, wobei der Einsatz von Bubblern und Mischsystemen nicht ausgeschlossen ist. Das am häufigsten verwendete feste Adsorptionsmittel war das poröse Polymer Chromosorb 102, obwohl immer mehr Polyurethanschäume (PUFs) verwendet werden, die eine größere Anzahl von Pestiziden einfangen können. Die Analysemethoden variieren je nach Probenahmemethode und Pestizid. Üblicherweise werden sie mittels Gaschromatographie mit verschiedenen spezifischen Detektoren analysiert, von Elektroneneinfang bis Massenspektrometrie. Das Potenzial der letzteren zur Identifizierung von Verbindungen ist beträchtlich. Die Analyse dieser Verbindungen wirft gewisse Probleme auf, darunter die Kontamination von Glasteilen in den Probenahmesystemen mit Spuren von polychlorierten Biphenylen (PCB), Phthalaten oder Pestiziden.

Erkennung von Staub oder Partikeln in der Umgebung

Für die Erfassung und Analyse von Partikeln und Fasern in der Luft stehen eine Vielzahl von Techniken und Geräten zur Verfügung, die sich zur Beurteilung der Raumluftqualität eignen. Monitore, die ein direktes Ablesen der Konzentration von Partikeln in der Luft ermöglichen, verwenden diffuse Lichtdetektoren, und Verfahren, die eine Probenentnahme und -analyse verwenden, verwenden eine Wägung und Analyse mit einem Mikroskop. Diese Art der Analyse erfordert einen Abscheider wie einen Zyklon oder einen Impaktor, um größere Partikel auszusieben, bevor ein Filter verwendet werden kann. Methoden, die einen Zyklon verwenden, können kleine Volumina handhaben, was zu langen Probenentnahmesitzungen führt. Passive Monitore bieten eine hervorragende Präzision, werden jedoch von der Umgebungstemperatur beeinflusst und neigen dazu, Messwerte mit höheren Werten zu liefern, wenn die Partikel klein sind.

 

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Referenzen zur Raumluftqualität

Amerikanische Konferenz staatlicher Industriehygieniker (ACGIH). 1989. Richtlinien für die Bewertung von Bioaerosolen in der Innenraumumgebung. Cincinnati, Ohio: ACGIH.

Amerikanische Gesellschaft zum Testen von Materialien (ASTM). 1989. Standard Guide for Small-Scale Environmental Determinations of Organic Emissions from Indoor Materials/Products. Atlanta: ASTM.

American Society of Heating Refrigerating and Air Conditioning Engineers (ASHRAE). 1989. Belüftung für eine akzeptable Raumluftqualität. Atlanta: ASHRAE.

Brownson, RC, MCR Alavanja, ET Hock und TS Loy. 1992. Passivrauchen und Lungenkrebs bei nicht rauchenden Frauen. Am J Public Health 82:1525-1530.

Brownson, RC, MCR Alavanja und ET Hock. 1993. Reliability of Passive Smoke Exposure Historys in a case-control study of lung cancer. Int J Epidemiol 22: 804-808.

Brunnemann, KD und D Hoffmann. 1974. Der pH-Wert von Tabakrauch. Food Cosmet Toxicol 12:115-124.

—. 1991. Analytische Studien zu N-Nitrosaminen in Tabak und Tabakrauch. Rec Adv Tobacco Sci 17:71-112.

COST 613. 1989. Formaldehydemissionen aus Holzwerkstoffen: Richtlinie für die Bestimmung stationärer Konzentrationen in Prüfkammern. In der Raumluftqualität und ihren Auswirkungen auf den Menschen. Luxemburg: EG.

—. 1991. Richtlinie zur Charakterisierung flüchtiger organischer Verbindungen, die aus Innenraummaterialien und -produkten mit kleinen Prüfkammern emittiert werden. In der Raumluftqualität und ihren Auswirkungen auf den Menschen. Luxemburg: EG.

Eudy, LW, FW Thome, DK Heavner, CR Green und BJ Ingebrethsen. 1986. Studien zur Dampf-Partikel-Phasenverteilung von Umweltnikotin durch selektive Einfang- und Nachweismethoden. In Proceedings of the Seventy-Ninth Annual Meeting of the Air Pollution Control Association, 20.-27. Juni.

Feeley, JC. 1988. Legionellose: Risiko im Zusammenhang mit der Gebäudeplanung. In Architectural Design and Indoor Microbial Pollution, herausgegeben von RB Kundsin. Oxford: OUP.

Flannigan, B. 1992. Mikrobiologische Schadstoffe in Innenräumen – Quellen, Arten, Charakterisierung: Eine Bewertung. In Chemical, Microbiological, Health and Comfort Aspects of Indoor Air Quality—State of the Art in SBS, herausgegeben von H. Knöppel und P. Wolkoff. Dordrecht: Klüwer.

—. 1993. Ansätze zur Bewertung der mikrobiellen Flora von Gebäuden. Umgebungen für Menschen: IAQ '92. Atlanta: ASHRAE.

Freixa, A. 1993. Calidad Del Aire: Gases Presents a Bajas Concentraciones En Ambientes Cerrados. Madrid: Instituto Nacional de Seguridad e Higiene en el Trabajo.

Gomel, M, B Oldenburg, JM Simpson und N Owen. 1993. Reduzierung des kardiovaskulären Risikos am Arbeitsplatz: Eine randomisierte Studie zur Bewertung von Gesundheitsrisiken, Aufklärung, Beratung und Anreizen. Am J Public Health 83:1231-1238.

Guerin, MR, RA Jenkins und BA Tomkins. 1992. Die Chemie des Tabakrauchs in der Umwelt. Chelsea, Mich: Lewis.

Hammond, SK, J. Coghlin, PH Gann, M. Paul, K. Taghizadek, PL Skipper und SR Tannenbaum. 1993. Beziehung zwischen Tabakrauch in der Umgebung und Karzinogen-Hämoglobin-Adduktspiegeln bei Nichtrauchern. J Natl. Cancer Inst. 85: 474-478.

Hecht, SS, SG Carmella, SE Murphy, S Akerkar, KD Brunnemann und D Hoffmann. 1993. Ein tabakspezifisches Lungenkarzinogen bei Männern, die Zigarettenrauch ausgesetzt sind. New Engl J Med 329: 1543-1546.

Heller, WD, E. Sennewald, JG Gostomzyk, G. Scherer und F. Adlkofer. 1993. Validierung der ETS-Exposition in einer repräsentativen Population in Süddeutschland. Indoor Air Publ. Conf. 3:361-366.

Hilt, B., S. Langard, A. Anderson und J. Rosenberg. 1985. Asbestexposition, Rauchgewohnheiten und Krebsinzidenz bei Produktions- und Wartungsarbeitern in einem Elektrowerk. Am J Ind Med 8: 565-577.

Hoffmann, D und SS Hecht. 1990. Fortschritte in der Tabakkarzinogenese. In Handbook of Experimental Pharmacology, herausgegeben von CS Cooper und PL Grover. New York: Springer.

Hoffmann, D und EL Wynder. 1976. Rauchen und Berufskrebs. Med 5:245-261 verhindern.
Internationale Agentur für Krebsforschung (IARC). 1986. Tabakrauchen. Vol. 38. Lyon: IARC.

—. 1987a. Bis(chlormethyl)ether und Chlormethylmethylether. Vol. 4 (1974), Beilage. 7 (1987). Lyon: IARC.

—. 1987b. Cola-Produktion. Vol. 4 (1974), Beilage. 7 (1987). Lyon: IARC.

—. 1987c. Umweltkarzinogene: Analysemethoden und Exposition. Vol. 9. Passivrauchen. Wissenschaftliche Veröffentlichungen der IARC, Nr. 81. Lyon: IARC.

—. 1987d. Nickel und Nickelverbindungen. Vol. 11 (1976), Beilage. 7 (1987). Lyon: IARC.

—. 1988. Overall Evaluation of Carcinogenicity: An Updating of IARC Monographs 1 to 42. Vol. No. 43. Lyon: IARC.

Johanning, E, PR Morey und BB Jarvis. 1993. Klinisch-epidemiologische Untersuchung gesundheitlicher Auswirkungen durch Stachybotrys atra-Gebäudekontamination. In Proceedings of Sixth International Conference on Indoor Air Quality and Climate, Helsinki.

Kabat, GC und EL Wynder. 1984. Lungenkrebsinzidenz bei Nichtrauchern. Krebs 53:1214-1221.

Luceri, G., G. Peiraccini, G. Moneti und P. Dolara. 1993. Primäre aromatische Amine aus Nebenstrom-Zigarettenrauch sind häufige Schadstoffe in der Raumluft. Toxicol Ind. Health 9: 405–413.

Mainville, C., PL Auger, W. Smorgawiewicz, D. Neculcea, J. Neculcea und M. Lévesque. 1988. Mycotoxines et Syndrome d'Extreme Fatigue dans un Hospital. In Healthy Buildings, herausgegeben von B. Petterson und T. Lindvall. Stockholm: Schwedischer Rat für Bauforschung.

Masi, MA et al. 1988. Umweltbelastung durch Tabakrauch und Lungenfunktion bei jungen Erwachsenen. Am Rev Respir Dis 138:296-299.

McLaughlin, JK, MS Dietz, ES Mehl und WJ Blot. 1987. Zuverlässigkeit von Ersatzinformationen zum Zigarettenrauchen nach Informantentyp. Am J. Epidemiol 126:144-146.

McLaughlin, JK, JS Mandel, ES Mehl und WJ Blot. 1990. Vergleich von Angehörigen mit Selbstbefragten bei Fragen zum Zigaretten-, Kaffee- und Alkoholkonsum. Epidemiology 1(5):408-412.

Medina, E, R Medina und AM Kaempffer. 1988. Auswirkungen des häuslichen Rauchens auf die Häufigkeit kindlicher Atemwegserkrankungen. Rev. Chilena Pediatrica 59:60-64.

Müller, JD. 1993. Pilze und der Bauingenieur. Umgebungen für Menschen: IAQ '92. Atlanta: ASHRAE.

More, PR. 1993a. Mikrobiologische Ereignisse nach einem Brand in einem Hochhaus. In Indoor Air '93. Helsinki: Indoor Air '93.

—. 1993b. Anwendung des Gefahrenkommunikationsstandards und der allgemeinen Pflichtklausel bei der Sanierung von Pilzbefall. In Indoor Air '93. Helsinki: Indoor Air '93.

Nathanson, T. 1993. Raumluftqualität in Bürogebäuden: Ein technischer Leitfaden. Ottawa: Gesundheit Kanada.

New Yorker Gesundheitsministerium. 1993. Richtlinien zur Bewertung und Sanierung von Stachybotrys Atra in Innenräumen. New York: Gesundheitsministerium von New York City.

Pershagen, G, S Wall, A Taube und I Linnman. 1981. Über die Wechselwirkung zwischen beruflicher Arsenbelastung und Rauchen und ihre Beziehung zu Lungenkrebs. Scand J Work Environ Health 7:302-309.

Riedel, F, C Bretthauer und CHL Rieger. 1989. Einfluss von paasivem Rauchen auf die bronchiale Reaktivität bei Schulkindern. Prax Pneumol 43:164-168.

Saccomanno, G., GC Huth, und O. Auerbach. 1988. Beziehung zwischen radioaktiven Radon-Töchtern und Zigarettenrauchen bei der Genese von Lungenkrebs bei Uranbergarbeitern. Krebs 62:402-408.

Sorenson, WG. 1989. Gesundheitliche Auswirkungen von Mykotoxinen zu Hause und am Arbeitsplatz: Ein Überblick. In Biodeterioration Research 2, herausgegeben von CE O'Rear und GC Llewellyn. New York: Plenum.

Schwedischer Arbeitsumweltfonds. 1988. Messen oder direkt Abhilfe schaffen? Untersuchungs- und Messstrategien in der Arbeitswelt. Stockholm: Arbetsmiljöfonden [Schwedischer Arbeitsumweltfonds].

US-Umweltschutzbehörde (US EPA). 1992. Respiratory Health Effects of Passive Smoking: Lung Cancer and Other Disorders. Washington, DC: US ​​EPA.

Nationaler Forschungsrat der USA. 1986. Environmental Tobacco Smoke: Measurement Exposures and Assessing Health Effect. Washington, DC: Nationale Akademie der Wissenschaften.

US-Chirurgengeneral. 1985. Die gesundheitlichen Folgen des Rauchens: Krebs und chronische Lungenerkrankungen am Arbeitsplatz. Washington, DC: DHHS (PHS).

—. 1986. Die gesundheitlichen Folgen des unfreiwilligen Rauchens. Washington, DC: DHHS (CDC).

Wald, NJ, J. Borcham, C. Bailey, C. Ritchie, JE Haddow und J. Knight. 1984. Cotinin im Urin als Marker für das Einatmen des Tabakrauchs anderer Menschen. Lancet 1:230-231.

Wanner, HU, AP Verhoeff, A. Colombi, B. Flannigan, S. Gravesen, A. Mouilleseux, A. Nevalainen, J. Papadakis und K. Seidel. 1993. Biologische Partikel in Innenräumen. Raumluftqualität und ihre Auswirkungen auf den Menschen. Brüssel: Kommission der Europäischen Gemeinschaften.

Weiß, JR und HF Froeb. 1980. Dysfunktion der kleinen Atemwege bei Nichtrauchern, die chronisch Tabakrauch ausgesetzt sind. New Engl J Med 302: 720–723.

Weltgesundheitsorganisation (WHO). 1987. Luftqualitätsrichtlinien für Europa. Europäische Serie, Nr. 23. Kopenhagen: Regionale Veröffentlichungen der WHO.