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Luftwechsel in Innenräumen bestimmen – ein Methodenvergleich

Luftwechsel in Innenräumen bestimmen – ein Methodenvergleich Luft in Innenräumen muss regelmäßig ausgetauscht werden, damit sie die Gesundheit nicht belastet. Um den Luftwechsel, besonders in energieeffizienten Gebäuden, beurteilen sowie optimal einstellen zu können und damit eine gute Raumluftqualität zu gewährleisten, können Fachleute die Luftwechselrate bestimmen. Das UBA hat verschiedene Messmethoden miteinander vergleichen und bewerten lassen. Im Zuge der Energieeinsparverordnung werden vom Gesetzgeber energieeffizienten Bauweisen gefordert. Diese führen zu einer immer dichter werdenden Gebäudehülle, was zu gesundheitlichen Belastungen für die Bewohner aber auch zu Schädigungen der Bauwerke führen kann. Häufig liegt der natürliche Luftwechsel energieeffizienter Gebäude wegen der hohen Dichtheit weit unter dem aus innenraumhygienischen Gründen notwendigen Mindestluftwechsel. Als Folge der geringen Luftwechselraten kann Feuchtigkeit im Innenraum, die bei Aktivitäten wie Kochen oder Duschen anfallen, nicht mehr abgeführt werden, was zu Schimmelbefall führen kann. Auch Luftschadstoffe, die etwa aus Baumaterialien, Möbeln und Gegenständen aber auch aus Reinigungs- und Pflegemittel in die Innenraumluft ausgasen, reichern sich im Innenraum an, da sie nicht vollständig abtransportiert werden. Um eine zuverlässige Aussage über eine bestehende Luftwechselrate treffen zu können, ist es wichtig, eine unkomplizierte Methode zur Bestimmung der Luftwechselrate zu entwickeln, die reproduzierbar ist und die Gesundheit der Bewohner nicht belastet, so dass diese während der Luftwechselmessung im Raum anwesend sein können. Die Ergebnisse der Studie „Qualitätssicherung der Bestimmung der Luftwechselrate in Innenräumen“ zeigen, dass zu den in den Richtlinien VDI 4300 Blatt 7 und DIN EN ISO 16000-8 genannten Herangehensweisen zur Bestimmung der Luftwechselrate, es eine Vielzahl an Varianten und Details gibt, die je nach Fragestellung für jede Messung bedacht werden müssen. Eine Übersicht über Faktoren, die hier zu bedenken sind, wäre in den Richtlinien hilfreich. Der Projektverlauf In einem zweijährigen Forschungsvorhaben galt es, die in der VDI 4300 Blatt 7 beschriebene Bestimmungsmethode der Luftwechselrate mit Tracergasen, abzusichern. Im Realraum und in der Prüfkammer sollte untersucht werden, wie sich verschiedene Tracergase unter sonst gleichen Bedingungen verhalten und ob hinsichtlich der abgeleiteten Luftwechselraten Abweichungen existieren. Die Ergebnisse dieses Vorhabens sollten so aufbereitet werden, dass sie bei  zukünftigen Raumluftuntersuchungen berücksichtigt werden können. Im ersten Arbeitspaket dieser Studie wurde eine detaillierte Übersicht aus 81 wissenschaftliche Publikationen zum aktuellen Stand der Technik und zur gesundheitlichen Bewertung der verwendeten Tracergase erstellt. Die Veröffentlichungen beschrieben unterschiedlich detailliert die methodischen und messtechnischen Aspekte, sowie die Betrachtung der Messungenauigkeit und Fehlerquellen. Grund sind fehlende einheitliche Referenzpunkte und Parameter, die großen Einfluss auf die Bestimmung der Luftwechselrate haben. Die Recherche zur gesundheitlichen Bewertung der eingesetzten Tracergase zeigt, dass zu Schwefelhexafluorid (SF6), ⁠ Kohlendioxid (CO2) ⁠ und Distickstoffmonoxid (N2O) umfangreiche Daten und Erfahrungen vorliegen. SF6 wird in hohen Reinheitsgraden als gering toxisch beschrieben. CO2 wird, bei Einhaltung des MAK Wertes (Maximale Arbeitsplatzgrenzwertkonzentration), als gesundheitlich unbedenklich eingeschätzt. Bezüglich N2O variieren dagegen die gesundheitlichen Einschätzungen. Im zweiten Arbeitspaket wurden Messungen mit zwei unterschiedlichen Methoden zur Bestimmung der Luftwechselrate in einem Realraum durchgeführt und im Hinblick auf die Fragestellung ausgewertet. Zum einen wurde die Konzentrations-Abklingmethode und zum anderen die passive Emissionsmethode (⁠ PFT ⁠-Methode) mit sechs verschiedenen Tracergasen (SF6, CO2, N2O, Hexafluorbenzol (HFB), Perfluortoluol, Perfluordecalin (PFD)) eingesetzt. Die Ergebnisse der Messungen zeigen, dass die PFT-Methode tendenziell besser für Langzeitmessungen geeignet ist. Denn zum einen können temporäre Schwankungen der Emissionsraten aus den Quellen durch gemittelte Werte über längere Zeiträume diese Schwankungen zuverlässiger ausgleichen. Zum anderen kann z. B. bei Messungen in dynamisch veränderbaren Lüftungsszenarien, wie etwa bei geöffneten Fenstern, nicht sichergestellt werden, dass sich die Tracergaskonzentration zum Messzeitpunkt im Gleichgewichtszustand befindet. In einem dritten Arbeitspaket wurden Validierungsmessungen für die beiden Methoden mit den verschiedenen Gasen in einer Prüfkammer durchgeführt. Der Variationskoeffizient pro Tracergas und eingestellter Luftwechselrate lag für alle sechs Gase und beiden Methoden bei < 10 %. Die beste Genauigkeit lieferte die Bestimmung der Luftwechselrate mit der Konzentrationsabklingmethode mit SF6 als Tracergas. PFD lieferte hingegen mit dieser Methode das schlechteste Ergebnis.

Unterschied zwischen Außenluft- und Arbeitsplatzgrenzwert für NO2

Unterschied zwischen Außenluft- und Arbeitsplatzgrenzwert für NO2 Für Büroarbeitsplätze sowie Privaträume gelten deutlich niedrigere Werte. Der EU-Grenzwert (Jahresmittelwert) für die Stickstoffdioxidkonzentration (NO2) in der Außenluft beträgt 40 µg/m³ – der Arbeitsplatzgrenzwert ist mit 950 µg/m³ wesentlich höher. Ein Arbeitsplatzgrenzwert ist ein Wert für die zeitlich begrenzte Belastung gesunder Arbeitender, während durch NO2 in der Außenluft auch empfindliche Personen rund um die Uhr betroffen sein können. Bei der Ableitung von Grenzwerten für Stickstoffdioxid in der Außenluft können nicht die gleichen Maßstäbe angelegt werden wie für Arbeitsplatzgrenzwerte (Ableitung aus der Maximalen Arbeitsplatz-Konzentration, MAK). Der MAK-Wert für NO2 ist eine wissenschaftliche Empfehlung der ständigen Senatskommission zur Prüfung gesundheitsschädlicher Arbeitsstoffe der Deutschen Forschungsgemeinschaft und entspricht in seiner Höhe ebenfalls dem Arbeitsplatzgrenzwert (AGW) der Gefahrstoffverordnung (GefStoffV) . Arbeitsplatzgrenzwerte gelten nur für Arbeitende an Industriearbeitsplätzen und im Handwerk, bei denen aufgrund der Verwendung oder Erzeugung bestimmter Arbeitsstoffe eine erhöhte Stickstoffdioxid-Belastung zu erwarten ist. Stickstoffdioxid entsteht beispielsweise – bzw. wird verwendet – bei Schweißvorgängen, bei der Dynamit- und Nitrozelluloseherstellung oder bei der Benutzung von Dieselmotoren. Der Arbeitsplatzgrenzwert hat unter anderem einen anderen Zeit- und Personenbezug als der Grenzwert für die Außenluft: Der Wert gilt für gesunde Arbeitende an acht Stunden täglich und für maximal 40 Stunden in der Woche. Die Arbeitnehmerinnen und Arbeitnehmer, die berufsbedingt Schadstoffen ausgesetzt sind, erhalten zusätzlich eine arbeitsmedizinische Betreuung und befinden sich somit unter einer strengeren Beobachtung als die Allgemeinbevölkerung. Stickstoffdioxid in der Außenluft sind hingegen alle Menschen rund um die Uhr ausgesetzt, wenngleich die Konzentration je nach Aufenthaltsort schwanken kann. Gerade empfindliche Personen wie Kinder, Schwangere, alte Menschen oder Menschen mit Vorerkrankungen wie Asthma reagieren zum Teil wesentlich sensibler auf Umwelteinflüsse. Grundlage von Grenzwerten für Schadstoffe in der Außenluft sind deren langfristige, über Jahrzehnte hinweg in Studien beobachtete gesundheitliche Auswirkungen auf die jeweils untersuchten Bevölkerungsgruppen. Für Büroarbeitsplätze sowie Privaträume finden MAK-Werte keine Anwendung. Hier gelten vielmehr die Richtwerte des Ausschuss für Innenraumrichtwerte (AIR), vormals Ad-hoc-Arbeitsgruppe der Innenraumlufthygienekommission (IRK) und der Arbeitsgemeinschaft der Obersten Landesgesundheitsbehörden (AOLG). Der Ausschuss hat Ende 2018 die vormals geltenden Richtwerte überarbeitet und aktualisiert. Der Kurzzeitrichtwert II beträgt 250 µg NO2/m3 (Gefahrenwert) und der Kurzzeitrichtwert I (Vorsorgewert) beträgt 80 µg NO 2 /m 3 . Der Messzeitraum ist eine Stunde. Falls eine langfristige Beurteilung erforderlich ist, empfiehlt der AIR für die Bewertung der Langzeitbelastung die Verwendung des Leitwertes der ⁠ WHO ⁠ für die Innenraumluft von 40 µg NO2/m³ als Bewertungsmaßstab. Der Kurzzeitrichtwert II ist ein wirkungsbezogener Wert, bei dessen Erreichen beziehungsweise Überschreiten unverzüglich zu handeln ist. Diese höhere Konzentration kann, besonders für empfindliche Personen bei Daueraufenthalt in den Räumen, eine gesundheitliche Gefährdung sein. Im Innenraum können insbesondere durch Verbrennungsprozesse, beispielsweise bei der Nutzung von Kaminfeuern, Gasherden oder Holzöfen, sehr hohe Stickstoffdioxid-Konzentrationen entstehen. Fehlen jedoch solche Quellen in Innenräumen, so wird die Qualität der Innenraumluft unmittelbar von der Außenluftbelastung beeinflusst: Hohe Stickstoffdioxidkonzentrationen in der Außenluft, zum Beispiel in der Nähe stark befahrener Straßen, können also auch zu einer stärkeren Belastung in Innenräumen führen. Bei der Ableitung von Arbeitsplatzgrenzwerten werden zumeist Probandenstudien oder tierexperimentelle Studien zugrunde gelegt. Die Probandenstudien sind im Regelfall so ausgelegt, dass gesunde Personen mittleren Alters (sog. „healthy workers“) an diesen Untersuchungen teilnehmen. Zudem werden die Personen häufig nicht in einer Alltagsumgebung, sondern zum Beispiel an den jeweiligen Arbeitsstätten untersucht, sodass eine mögliche Wechselwirkung mit anderen Schadstoffen des Alltags ausgeschlossen wird. Die zugrunde liegenden Studien sind nicht immer langfristig angelegt und können somit die Folgen jahrzehntelanger vergleichsweise niedriger Stickstoffdioxid-Konzentrationen aus dem alltäglichen Leben außerhalb des Arbeitsplatzes nicht abbilden. Die gesamte Lebenszeit eines Menschen enthält wesentlich längere Expositionszeiten als ein reines Arbeitsleben. Auch dies ist hier zu beachten. Der EU-Grenzwert für die Konzentration von Stickstoffdioxid in der Außenluft im Jahresmittel stimmt mit den Empfehlungen der Weltgesundheitsorganisation (WHO) überein. Der Grenzwert wird aufgrund bevölkerungsbezogener Studien abgeleitet, die auch empfindliche Personengruppen und empfindliche Zeiträume des Lebens einbeziehen. Somit sind für die Beurteilung des Gesundheitsschutzes der Allgemeinbevölkerung vor Stickstoffdioxid in der Außenluft der EU-Grenzwert, respektive der WHO-Richtwert in Höhe von 40 µg/m³ im Jahresmittel heranzuziehen.

Ozon

Wirkungen von Ozon Hauptzielorgan für die Wirkungen von Ozon ist der Atemtrakt. Da Ozon wenig wasserlöslich ist, kann es bis in die feinsten Verästelungen der Lunge (Bronchiolen, Alveolen) vordringen. Akute Wirkungen Folgende akute Wirkungen wurden festgestellt: Durch Ozon und die Begleitstoffe des Ozons können Befindlichkeitsstörungen wie Reizungen der Atemwege, Husten, Kopfschmerz und Atembeschwerden sowie Tränenreiz ausgelöst werden. Veränderungen der Lungenfunktion, Erhöhung der bronchialen Reaktionsbereitschaft, Reduzierung der körperlichen Leistungsfähigkeit sowie entzündliche Reaktionen der oberen und unteren Atemwege zählen ebenfalls zu den Kurzzeiteffekten nach Ozonbelastung. Auch eine Zunahme der Häufigkeit von Asthmaanfällen sowie eine Steigerung der allergischen Reaktionsbereitschaft werden im Zusammenhang mit Ozonexpositionen genannt. Die Ausprägung dieser Veränderungen hängt vom Expositionsmuster (Konzentration, Dauer einzelner Episoden, Intervalle zwischen den Episoden), dem Ausmaß der körperlichen Aktivität (Atemminutenvolumen) und der individuellen Empfindlichkeit ab. Chronische Wirkungen Zu den chronischen Wirkungen beim Menschen ist wenig bekannt. Bei besonders hoher chronischer Belastung kam es in Tierversuchen (zum Beispiel bei Affen, Ratten und Mäusen) zu irreversiblen Veränderungen mit vermehrter Bindegewebsbildung in der Lunge. Ob derartige Veränderungen, die einem „vorzeitigen Altern“ der Lunge entsprechen, auch beim Menschen unter umweltrelevanten Bedingungen auftreten können, ist umstritten. Epidemiologische Studien in Gegenden mit häufig stark erhöhten Ozonkonzentrationen schienen diese Vermutung zunächst zu bestätigen. Da diese Befunde aber bei Nachuntersuchungen nicht mehr nachweisbar waren, ist eine abschließende Beurteilung nicht möglich. In Langzeittierversuchen (Mäuse, Ratten) wurde nur bei weiblichen Mäusen und bei sehr hoher Ozonkonzentration eine Zunahme von Lungentumoren beobachtet. Parallel dazu ging allerdings die Anzahl von Lebertumoren zurück. Ob und welche Schlüsse hieraus bezüglich der Kanzerogenität für den Menschen abgeleitet werden können, kann bislang nicht abschließend beurteilt werden. Aus den bislang vorliegenden epidemiologischen Studien kann eine Beurteilung des Krebsrisikos nicht vorgenommen werden. Die  Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG) hat Ozon daher in die Kategorie 3B eingeordnet. Demnach liegen für Ozon Anhaltspunkte für eine krebserzeugende Wirkung vor. Empfindlichkeit gegenüber Ozon Etwa 10 bis 20 % der Bevölkerung reagieren besonders empfindlich auf Ozon. Ob hierzu auch überdurchschnittlich viele Asthmatiker und Personen mit Erkrankungen des Atemtraktes gehören ist umstritten. Die individuelle Empfindlichkeit gegenüber Ozon ist sowohl bei gesunden Erwachsenen und Kindern als auch bei Lungenkranken sehr unterschiedlich. Gegenwärtig ist nicht bekannt, welche Faktoren diese unterschiedliche Empfindlichkeit bedingen. Risikogruppen Als Risikogruppen sind alle Personen anzusehen, die auch zu Zeiten erhöhter Ozonkonzentrationen im Freien körperlich anstrengende Tätigkeiten über längere Zeit ausüben. Dies sind Personen mit Freiluft-Arbeitsplätzen (z. B. Hoch- und Tiefbau, Forstwirtschaft) sowie Sportler (z. B. Radfahrer bei Training und Rennen). Säuglinge und Kleinkinder atmen wegen ihres relativ größeren Sauerstoffbedarfs eine Luftmenge pro Minute ein, die bezogen auf ihr Körpergewicht, schon in Ruhe so groß ist wie bei einem sich körperlich betätigenden Erwachsenen. Jede zusätzliche körperliche Anstrengung (Schreien, Strampeln, Krabbeln) erhöht entsprechend das Atemminutenvolumen und damit die aufgenommene Ozonmenge. Daher sind Kleinkinder ebenfalls zur Ozonrisikogruppe zu zählen. Auch Personen mit Funktionsstörungen im Bereich des Atemtraktes (z. B. bei chronischer Bronchitis oder Bronchialasthma) sollten sich vor erhöhten Ozonkonzentrationen schützen. Beurteilungswerte für Ozon Tabelle: Beurteilungswerte für Ozon Art des Beurteilungswertes Höhe des Beurteilungs-wertes Bezugszeitraum Vorschrift/Richtlinie Zielwert * 120 µg/m³ 8-Stunden-Mittelwert 39. BImSchV /2008/50/EG Informationsschwelle 180 µg/m³ 1-Stunden-Mittelwert 39. BImSchV /2008/50/EG Alarmschwelle 240 µg/m³ 1-Stunden-Mittelwert 39. BImSchV /2008/50/EG Luftgüterichtwert *** 100 µg/m³ 60 µg/m³ 8-Stunden-Mittelwert**** warme Jahreszeit***** WHO Global Air Quality Guidelines 2021 MIK-Wert ** 120 µg/m³ Halbstundenwert VDI 2310, Bl. 15 MIK-Wert ** 100 µg/m³ 8-Stunden-Wert VDI 2310, Bl. 15 * Zielwert zum Schutz der menschlichen Gesundheit. Dieser ist definiert als höchster 8-Stunden-Mittelwert während eines Tages und darf höchstens an 25 Tagen pro Kalenderjahr überschritten werden. ** Maximale Immissions-Konzentration *** Zudem nennt die WHO (2021) sogenannte Zwischenziele von 160 µg/m³ (Zwischenziel 1) und 120 µg/m³ (Zwischenziel 2) als 8-Stunden-Mittelwerte sowie für die Sommersaison 100 µg/m³ (Zwischenziel 1) und 70 µg/m³ (Zwischenziel 2). **** Dieser ist als 99. Perzentil definiert und darf maximal an 3 bis 4 Tagen im Jahr überschritten werden. ***** Durchschnitt des maximalen 8-Stunden-Mittelwertes der O 3 -Konzentration in den sechs aufeinanderfolgenden Monaten mit der höchsten O 3 -Konzentration im Sechsmonatsdurchschnitt. Aktuelle Messwerte Das LANUV stellt für das Land Nordrhein-Westfalen kontinuierlich aktualisierte Messwerte für Ozon zur Verfügung. (Stand: Januar 2022)

kommentarsammlung-tf7c2ae.pdf

Stand vom 15.02.2018 (Erstmals publiziert am 27.11.2017) Anonymisierte Auflistung der Beiträge zu Themenfeld 7.: Expositionsanalyse, Expositionsbewertung und aktuelle Daten zur Exposition der allgemeinen Bevölkerung Aufgelistet sind Originalkommentare, die im Rahmen der Onlinekonsultation zum Forschungsprogramm „Strahlenschutz beim Stromnetzausbau“ zwischen dem 17. Juli und dem 15. September 2017 eingegangen sind. Für den Inhalt ist das BfS nicht verantwortlich. Kommentare, die relevante Fragen enthielten, sind durch das BfS als Anfrage behandelt und beantwortet worden. Textpassagen, die zur Identifikation der beteiligten Privatpersonen führen können, wurden aus Datenschutzgründen unkenntlich gemacht (Gekennzeichnet durch …). Die Kommentare im Wortlaut: Themenfeld 7: (7.2) Die Ergebnisse der früheren BfS-Expositionsstudie (regional in Bayern) sollten bei einer Expositionsstudie mit berücksichtigt werden. Da u.a. im Rahmen von Vor-Ort-Messungen/- beschwerden/-diskussionen generell wie auch im Bezug zur auf dem nicht staatlich regulierten Beratungsmarkt agierenden „Baubiologie“ oftmals eine (zivilisatorische) „Grundbelastung“ als ein Bewertungsbezug genommen wird, wäre eine aktuell zusammenfassende Quantifizierung bzgl. Höhe und Streuung hilfreich, evtl. auch in direktem oder indirektem Bezug zu den verbreiteten „baubiologischen Richtwerten.“ (7.4) Angestrebte Mess- und Berechnungsverfahren sollten insbesondere auch die Feldeinflüsse durch Koronaeffekte (HGÜ) berücksichtigen und z.B. durch „sichere Abstände“ quantifizieren, soweit möglich. Feldverzerrende Einflüsse auf das elektrische Feld z.B. beim Aufenthalt von Personen gegenüber dem ungestörten Feld sollten nach Möglichkeit berücksichtigt/näher quantifiziert werden. Aus dem Bereich Expositionserfassung halte ich 7.2 und 7.3 insbesondere auch im Hinblick auf die neuen HGÜ Leitungen für prioritär. Bei der Expositionserfassung sollte beim Studiendesign darauf geachtet werden, dass einige Vergleiche mit der ca. 20 Jahre zurückliegenden Studien zur Expositionserfassung gezogen werden können. Da die GW [Grenzwerte, Anmerkung des BfS] für die elektrischen Felder bei HGÜ Leitungen nur beschreibend sind, sollte durch die Messungen auch eine Konkretisierung der el. Felder von HGÜ angestrebt werden. Themenfeld: 7. Expositionsanalyse, Expositionsbewertung und aktuelle Daten zur Exposition der allgemeinen Bevölkerung Priorität 1 von BfS für die Projekte ist nachvollziehbar. Innerhalb der vielen Projekte mit Priorität 1 sollten 7.1 und 7.2 vorrangig bearbeitet werden, da sie ( a) als Planungshilfe für das Vorgehen bei anderen Projekten, (b) als erste Entscheidungshilfe für Vorsorgemaßnahmen dienen können. Allerdings ist die Verfeinerung bisheriger dosimetrischer Modelle allein unzureichend. Die bisher verwendeten Modelle beruhen auf jahrzehntealten Forschungsansätzen. Angemessene Modelle zur Erfassung der Wirkung äußerer EMF auf physiologische Prozesse müssen anders ausgelegt sein, wenn 1 Stand vom 15.02.2018 (Erstmals publiziert am 27.11.2017) sie die Erkenntnisse zur Signalverarbeitung in der Molekularbiologie der letzten 20 Jahre berücksichtigen sollen, was erforderlich ist. Expositionsanalyse, Expositionsbewertung und aktuelle Daten zur Exposition der allgemeinen Bevölkerung (Auszug aus der Gesamtstellungnahme, welche Ihnen als PDF per Mail zugeht. Referenzen und Quellen sind dort angegeben). In Deutschland gibt es für Gleichstrom keine Messungen. Die HGÜ-Leitungen SuedLink, SuedOstLink und vor allem die Hybridleitung Ultranet sind Pilotprojekte. Obwohl also keine wissenschaftlichen Erkenntnisse und Erfahrungswerte über die Auswirkungen von Gleich- stromtrassen auf die Gesundheit der Bevölkerung in der Bundesrepublik vorliegen, ist in der aktuellen Planung kein Mindestabstand zur Bebauung vorgesehen, weder bei den Erdkabel-trassen noch bei der Freileitung Ultranet. Inzwischen hat neben Siemens besonders ABB in Schweden verschiedene Formen der Verlegung realisiert. Die Fa. Amprion hat mit dem Bohrtechnikspezialisten Herrenknecht eine neue Erdkabel- Verlegetechnik in einem Pilotprojekt umgesetzt. Insofern sollten bald auch in Deutschland reale Messungen an aktuellen Realisierungen möglich sein. Die Ergebnisse müssen zeitnah der Öffentlichkeit zur Verfügung gestellt werden. mit unterschiedlichen Aufbauten (Wicklungen) des Erdkabels (auch Hersteller) und seiner Verlegung in den Boden (Tiefe, Material über dem Erdkabel, Verdichtung usw.) gemessen werden, um exakte Werte für die Berechnungen mit den verschiedenen Expositionsmodellen zu erhalten. Auch in der Expositionsbewertung muss die unterschiedliche Verteilung der magnetischen Flussdichte berücksichtigt werden. Um bei der Dosimetrie (Messung der Energiemenge von ionisierenden Strahlen) die Auswirkungen der Umwelteinflüsse realistisch einschätzen zu können, müssen die unterschiedlichen Menschentypen (Gewicht, Alter, Geschlecht, Größe, u.v.m.) in der Analyse und Bewertung berücksichtigt werden. Durchschnittswerte (siehe Arbeitsschutz am Beispiel MAK-Werte) das Belastungsrisiko nicht zeitgemäß ab. Wir, der Bundesverband … sind gerne bereit, aktiv an diesen Studien/Untersuchungen mitzuwirken. Laut der Auskunft der zertifizierten Prüfstelle müssen aussagekräftige Messungen immer bei Volllast, meistens ist dies ca. 6:00 Uhr morgens, durchgeführt werden, um verlässliche Ausgangswerte für Abstände und zu erwartende Emissionsbelastungen zu erhalten, da sie sich algorithmisch verändern. Zur Beurteilung der Emissionswerte benötigt man eine genaue Ausgangswerte bzw. Berechnungsgrundlagen. (Ampere, Betriebsleistung in Volt, der Wattstärke und der Auslastung des Netzes mit Zeitangaben über den ganzen Tag, Woche, Jahr verteilt) Ebenso gehören der Vollständigkeit halber dazu genaue Angaben über die zu erwartenden mV und T Werte der Emissionen. Die Untersuchungsgegenstände Ziff. 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, sind m.E. sehr wichtig und wären notwendigerweise zu ergänzen mit dem Untersuchungsgegenstand: Mögliche negative Auswirkungen 2 Stand vom 15.02.2018 (Erstmals publiziert am 27.11.2017) niederfrequenter Strahlung auf Bodenlebewesen , die gesamte Bodenbiologie, Fauna und damit einhergehender Wachstumsveränderungen insbesondere von Kulturpflanzen und möglicher Ernte einbußen. 3

Stickstoffdioxid

Wirkungen von Stickstoffdioxid (NO2) Als Reizgas mit stechend-stickigem Geruch wird NO 2 bereits in geringen Konzentrationen wahrgenommen. Die Inhalation ist der einzig relevante Aufnahmeweg. Die relativ geringe Wasserlöslichkeit des NO 2 bedingt, dass der Schadstoff nicht in den oberen Atemwegen gebunden wird, sondern auch in tiefere Bereiche des Atemtrakts (Bronchiolen, Alveolen) eindringt. Stickstoffdioxid kann die menschliche Gesundheit nachhaltig schädigen. Wirkungen im Atemtrakt bei niedrigeren Konzentrationen sind u. a. durch eine Erhöhung des Atemwegswiderstandes, Lungenfunktionsänderungen, Beeinträchtigung der Infektionsabwehr und morphologische Schädigungen der Lunge gekennzeichnet. Neben diesen Effekten werden als Konsequenzen einer chronischen Belastung fibrotische Veränderungen (krankhafte Vermehrungen des Bindegewebes) sowie die Ausbildung eines Emphysems genannt. Zu den gesundheitsschädlichen Wirkungen nach inhalativer Aufnahme von Stickstoffdioxid liegen eine Vielzahl von einzelnen Untersuchungen und eine Reihe von Übersichtsarbeiten vor. Die Erkenntnisse zu den Kurz- und Langzeitwirkungen von Stickstoffdioxid wurden anhand von Tierversuchen, human-experimentellen Untersuchungen (Kammerexperimenten) und vor allem aus epidemiologischen Studien gewonnen. Die Ergebnisse der umweltepidemiologischen Studien, in denen der mögliche Zusammenhang zwischen der Außenluftbelastung der Bevölkerung durch NO 2 und kurz- und langfristigen Wirkungen auf die menschliche Gesundheit untersucht wurde, lassen sich wie folgt zusammenfassen: Hinsichtlich der Kurzzeitwirkungen konnten in verschiedenen Studien Zusammenhänge zwischen einer Erhöhung der NO 2 -Belastung und einer Zunahme der Gesamtsterblichkeit (alle Todesursachen), der Herz-Kreislauf-bedingten Sterblichkeit, der Krankenhausaufnahmen und Notfall-Konsultationen aufgrund von Atemwegserkrankungen und Asthma sowie der Krankenhausaufnahmen aufgrund chronischer Bronchitis ermittelt werden. Zu den Langzeitwirkungen liegen verschiedene umweltepidemiologische Untersuchungen vor. In diesen konnte bei Zunahme der langfristigen NO 2 -Belastung insb. eine Zunahme der Sterblichkeit (alle Todesursachen, Herz- und Atemwegserkrankungen, Lungenkrebs) sowie eine Zunahme der Häufigkeit von kardiovaskulären Erkrankungen, chronischen Atemwegsbeschwerden bei Erwachsenen, Hustenepisoden und Bronchitis bei Schulkindern, chronischer Bronchitis bei Kindern mit diagnostiziertem Asthma und Lungenfunktionsverschlechterungen bei Schulkindern festgestellt werden. Inwieweit die in umweltepidemiologischen Studien für Stickstoffdioxid beobachteten Wirkungen auch durch andere, mit NO2 korrelierte Einzelschadstoffe mitbedingt sind, ist nicht abschließend abgeklärt. NO 2 ist als ein Indikator für verkehrsbedingte Schadstoffe anzusehen. Es liegen aber berechtigte Hinweise auf eine eigenständige Wirkung von NO 2 auf die Gesundheit des Menschen vor. Insgesamt ist davon auszugehen, dass NO 2 einen wesentlichen Beitrag zu den schädlichen Gesundheitseffekten beim Menschen leistet. Eine Einstufung hinsichtlich der Kausalität des Zusammenhanges zwischen der NO 2 -Exposition und den verschiedenen Wirkendpunkten wurde u. a. von der US-amerikanischen Umweltbehörde EPA (Environmental Protection Agency) vorgenommen. Die Beweiskraft zwischen respiratorischen Erkrankungen und der kurzzeitigen Exposition gegenüber NO 2 stuft die EPA als hoch ein und spricht von einem kausalen Zusammenhang. Einen wahrscheinlich kausalen Zusammenhang erkennt die EPA für respiratorische Effekte nach langfristiger Belastung. Für kardiovaskuläre Effekte (Kurzzeit), kardiovaskuläre Effekte (Langzeit) sowie Krebs wird ein möglicher kausaler Zusammenhang gesehen. Auch hinsichtlich der Gesamtmortalität (Kurzzeit) und Gesamtmortalität (Langzeit) spricht die EPA von einem möglichen kausalen Zusammenhang mit der NO 2 -Exposition. Für Stickstoffdioxid kann nach aktuellem Kenntnisstand kein Schwellenwert benannt werden, bei dessen Unterschreiten langfristige Wirkungen von NO 2 auf den Menschen ausgeschlossen werden können. Dies legt den Schluss nahe, dass eine möglicherweise übersehene Wirkungsschwelle nur im niedrigen Konzentrationsbereich liegen kann. Für besonders empfindliche Personen scheint die Wirkungsschwelle sehr tief zu liegen. Bewertungsmaßstäbe Zur Bewertung von Stickstoffdioxid-Immissionen im Rahmen der Genehmigung und Überwachung von Anlagen nach BImSchG stehen die Immissionswerte der TA Luft von 40 µg/m 3 (Mittelungszeitraum: Jahr) und 200 µg/m 3 (Mittelungszeitraum: 1 Stunde) zur Verfügung. Für letzteren gilt eine zulässige Überschreitungshäufigkeit von 18 Stunden im Jahr. Die Immissionswerte der TA Luft für Stickstoffdioxid basieren auf den entsprechenden Grenzwerten der 1. Tochterrichtlinie der EU "Richtlinie 1999/30/EG des Rates vom 22. April 1999 über Grenzwerte für Schwefeldioxid, Stickstoffdioxid und Stickstoffoxide, Partikel und Blei in der Luft". Diese wurde mittlerweile in die Richtlinie 2008/50/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 21.5.2008 über Luftqualität und saubere Luft für Europa überführt. In der Richtlinie VDI 2310 Blatt 12 Maximale Immissions-Werte zum Schutz des Menschen; Maximale Immissions-Konzentrationen für Stickstoffdioxid“ wird zur Beurteilung der kurzfristigen Wirkungen von NO 2 auf den Menschen für Wohngebiete, die im Allgemeinen repräsentativ für die Belastungssituation der Bevölkerung sind, ein 24-h-MIK-Wert von 50 µg NO2/m 3 festgelegt. Da sich, insbesondere aus epidemiologischen Studien, kein Schwellenwert für langfristige NO 2 -Wirkungen auf den Menschen ableiten lässt, wird von der Kommission Reinhaltung der Luft im VDI und DIN, unter Gesichtspunkten der gesundheitlichen Vorsorge, für langfristige Belastungen in Wohngebieten ein Jahresmittelwert in Höhe von 20 µg NO 2 /m 3 für anstrebenswert gehalten. Die Weltgesundheitsorganisation (WHO) hat in ihren Global Air Quality Guidelines (2021) den aktuellen Kenntnisstand zu den gesundheitlichen Wirkungen von Stickstoffdioxid dargestellt und daraufhin einen Luftgüterichtwert von 10 µg/m³ als Jahresmittelwert festgelegt. Zudem wurden sogenannte Zwischenziele von 40 µg/m³ (Zwischenziel 1), 30 µg/m³ (Zwischenziel 2) und 20 µgm³ (Zwischenziel 3) definiert. Ferner hat die WHO einen Luftgüterichtwert von 25 µg/m³ als 24-Stunden-Mittelwert festgelegt. Dieser ist als 99. Perzentil definiert und darf maximal an 3 bis 4 Tagen im Jahr überschritten werden. Auch wurden Zwischenziele definiert, 120 µg/m³ als Zwischenziel 1 und 50 µg/m³ als Zwischenziel 2. Weiterhin gilt der 1-Stunden -Mittelwert von 200 µg/m³ der WHO Air Quality Guidelines for Europe – Global Update (2005). Aktuelle Messwerte Das Landesamt für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz stellt für NRW kontinuierlich aktualisierte Messwerte für Stickstoffdioxid zur Verfügung. Weiterführende Publikationen Informationen zu Stickstoffdioxid und seine Wirkungen auf die Gesundheit des Menschen finden sich u. a. auch in der folgenden Publikation: WHO global air quality guidelines. Particulate matter (PM2,5 und PM10), ozone, nitrogen dioxide, sulfur dioxide and carbon monoxide. Geneva: World Health Organization; 2021. Licence: CC-BY-NC-SA3.0IGO. Orellano, P. et al. (2020): Short-term exposure to particulate matter (PM10 and PM2,5), nitrogen dioxide (NO2) and ozone (O3) and all-cause and cause-specific mortality: Systematic review and meta-analysis. Environment International 142 (2020) 105876. Huang, S. et al. (2021): Long-term Exposure to Nitrogen Dioxide and Mortality: A Systematic Review and Meta-analysis. Sci Total Environ. 2021 Jul 1; 776: 145968. United States Environmental Protection Agency (EPA) (2008): Integrated Science Assessment for Oxides of Nitrogen – Health Criteria. EPA/600/R-08/071, July 2008. World Health Organization (WHO) (2013): Review of evidence on health aspects of air pollution – REVIHAAP Project. Technical Report. WHO Regional Office for Europe, Copenhagen Kutlar Joss, M., Dyntar, D. und Rapp, R. (2015): Gesundheitliche Wirkungen der NO2-Belastung auf den Menschen. Synthese der neueren Literatur auf Grundlage des WHO-REVIHAAP Berichts. Schweizerisches Tropen- und Public Health-Institut. Im Auftrag des Bundesamtes für Umwelt (BAFU). Mai 2015. Umweltbundesamt (UBA) Wichmann 2018: Expertise zu gesundheitlichen Risiken von Stickstoffdioxid im Vergleich zu Feinstaub und anderen verkehrsabhängigen Luftschadstoffen – Bewertung durch internationale Expertengruppen.

phosphin.pdf

Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg Freisetzung von Phosphorwasserstoff bei der Oberflächenreinigung von Aluminiumteilen Dipl.-Chem. Hubert Faller Dipl.-Ing. (FH) Gerhard Ott OChR Ulrich Wurster* *Korrespondenzadresse: Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg Referat Arbeitsschutz/Chemikalien Postfach 210752 76157 Karlsruhe Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg Referat Arbeitsschutz/Chemikalien Postfach 210752 76157 Karlsruhe 2 Freisetzung von Phosphorwasserstoff bei der Oberflächenreinigung von Aluminiumteilen Zusammenfassung Die Entstehung von Phosphorwasserstoff (Phosphin , PH3) in relevanten Konzentrationen aus phosphathaltiger alka- lischer Reinigungslösung bei der Reinigung von Alumini- umteilen in einer handelsüblichen Industriespülmaschine unter üblichen Betriebsbedingungen konnte nachgewie- sen werden. Im stark alkalischen Milieu wird offenbar Phosphat des Reinigers im Kontakt mit Aluminium reduziert. Die für Phosphorwasserstoff existierende Maximale Ar- beitsplatz Konzentration (MAK-Wert) von 0,15 mg/m³ (0,1 ppm) kann hierbei zeitweise überschritten werden – ent- sprechende Arbeitsschutzmaßnahmen sind deshalb zu beachten. 1 Einleitung Beim Entladen einer Spülmaschine, die zur Reinigung von Aluminiumblechen eingesetzt wurde, klagte der Maschi- nenbediener über starkes Unwohlsein mit Schwindelgefühl und Atembeschwerden. Es wurde eine intensivmedizini- sche Behandlung nötig und ein ”Reizgasinhalationstrau- ma” diagnostiziert. Mitarbeiter hatten schon vor diesem Unfallereignis mehr- fach über einen carbidähnlichen Geruch (nach Knoblauch) beim Betrieb der Spülmaschine berichtet - ein Zusammen- hang mit einer möglichen Entwicklung von Phosphorwas- serstoff während des Reinigungsvorganges wurde jedoch zunächst nicht in Betracht gezogen. Aufgrund des auch bei dem Arbeitsunfall deutlich wahr- nehmbaren Geruches sollte auf Anforderung des zu- ständigen Staatlichen Gewerbeaufsichtsamtes durch Untersuchungen der Landesanstalt für Umweltschutz Ba- den-Württemberg (LfU) geklärt werden, ob bei dem ange- wendeten Oberflächenreinigungsprozess unter den übli- chen Betriebsbedingungen (Aluminiumbleche, alkalischer Phosphatreiniger, Temperatur ca. 60 °C) möglicherweise eine Freisetzung von PH3 (oder anderer Gefahrstoffe) statt- gefunden haben könnte. 2 Toxikologie von Phosphorwasserstoff Phosphorwasserstoff ist in die Kategorie I der lokal rei- zenden Stoffe eingeteilt, so dass der MAK-Wert von 0,1 ppm zu keinem Zeitpunkt überschritten werden soll (Über- schreitungsfaktor =1=) [1]. Phosphorwasserstoff ist ein hochgiftiges Gas mit Wir- kung auf wichtige Zellenzyme („Stoffwechselgift“), das bei akuter Vergiftung unter den Anzeichen der inneren Ersti- ckung zum Tode führen kann. Nach Inhalation ist ein to- xisches Lungenödem möglich. Dabei treten bei mittle- ren Konzentrationen (10 bis 100 ppm; Expositionszeit 0,5 bis 1 h) meist erst nach Stunden Vergiftungserschei- nungen auf. Bei Expositionszeiten von sechs Stunden sind schon 7 ppm wirksam. LfU Eine chronische Vergiftung ist nicht möglich, da im Orga- nismus üblicherweise eine Entgiftung kleiner Konzentrati- onen bis 2,5 ppm erfolgt [2]. Die Geruchsschwelle für die Phosphorwasserstoffwahr- nehmung liegt mit ca. 0,02 ppm [4] unter dem derzeit gülti- gen MAK-Wert von 0,1 ppm. 3 Beschreibung des Reinigungsverfahren Die Reinigung von Aluminiumblechen erfolgt im vorlie- genden Fall in einer handelsüblichen Industriespülma- schine. Die Reinigungslösung wird aus einem Spültank bei einer Solltemperatur von 55 bis 60 °C über 18 Düsen von unten auf die zu reinigendem Teile sprüht. Das Reini- gungsprogramm dauert fünf Minuten, wobei in der letzten Minute das Spülgut mit demineralisiertem Wasser nach- gespült wird. Ein Nachdosieren des Reinigerkonzentrates ist nach jedem Spülprozess erforderlich, da ein Teil des Spültankinhaltes während der Nachspülphase durch das demineralisierte Wasser ersetzt wird. Eine Dosiereinrich- tung soll gewährleisten, dass die empfohlene Konzentra- tion des Reinigerkonzentrates von ca. 4 g/l bei allen Spül- vorgängen in der Reinigungslösung konstant bleibt. Damit wird ein mittlerer pH-Wert von 10,8 erreicht (Mittelwert der Messwerte aus neun Spülvorgängen). Die Zusammensetzung des unverdünnten Reinigerkon- zentrats laut Sicherheitsdatenblatt ist in Tabelle 1 wieder- gegeben. Tabelle 1: Zusammensetzung eines Reinigerkonzentrats Stoff Anteil in Gew.-% Kaliumhydroxid1–5 Phosphate15 – 30 Alkalisilikate> 10 Amphotere Tenside<5 pH-Wert14 Die zu reinigenden Aluminiumbleche bestehen aus den Legierungen AlMg1 und AlMg3 eingesetzt, die sich im we- sentlichen durch ihren Anteil von ca. 1 bzw. 3 Gew.-% Ma- gnesium unterscheiden. Der Summenanteil anderer Ele- mente (somit auch der Gehalt an Phosphor) ist mit < 0,05 Gew.-% spezifiziert. 4 Phosphorwasserstoff- Entstehung 4.1 Phosphorquelle Für eine potenzielle Phosphorwasserstoff-Freisetzung in der Industriespülmaschine war zunächst die Herkunft des Phosphors zu klären. Bei einer typischen Beladung der Spülmaschine mit 30 Aluminiumblechen (Masse ca. 230 g; Oberfläche ca. 80 cm²) ergibt sich eine Gesamtmasse von LfU Freisetzung von Phosphorwasserstoff bei der Oberflächenreinigung von Aluminiumteilen ca. 6,9 kg. Darin können entsprechend der Spezifikation max. 3,5 g Phosphor enthalten sein, die jedoch nur zu ei- nem kleinen Teil (an der Blechoberfläche) für eine Reakti- on zur Verfügung stehen können. Bei einer gemessenen Aluminiumkonzentration von max. 10 mg/l in der Reinigungslösung (ca. 80 l) dürf- ten insgesamt nur ca. 0,4 mg Phosphor aus den Aluminiumblechen gelöst worden sein. Bei einer Reinigerkonzentration von ca. 4 g/l in der Rei- nigungslösung ergibt sich aus dem Gehalt an Phospha- ten eine Sollkonzentration von ca. 0,2 g/l Phosphor in der Reinigungslösung. In einer Maschinenfüllung dieser Rei- nigungslösung liegt somit eine Phosphormenge von 16 g vor. Dieser Phosphor steht für Reaktionen zur Verfügung und wird ständig nachdosiert – die dominierende Phos- phorquelle während des Spülprozesses ist demnach das Phosphat aus dem Reiniger. 4.2 Redoxreaktion Als starkes Reduktionsmittel für die Reduktion von Phos- phat zu Phosphorwasserstoff kommt Wasserstoff (”in sta- tu nascendi”) in Frage, der aus der Reaktion von Alumini- um mit der Reinigungslösung bei hohem pH-Wert stammt. Da bei kleinen wie bei hohen pH-Werten die Oxidschutz- schicht des Aluminiums nicht beständig ist, wird Alumini- um bei alkalischen Bedingungen unter Wasserstoffent- wicklung als Aluminat gelöst [1; 4; 5]. Nur im Bereich von 3 4,5 < pH < 8,5 ist die schützende Schutzschicht weitge- hend unlöslich (sieheBild 1). Wesentliche Faktoren für die Reaktion dürften aber, neben Reaktionszeit, pH-Wert und Konzentration von Fremdio- nen [6], die Reaktionstemperatur sein, da Phosphorwas- serstoff in einer endothermen Reaktion gebildet wird [4]. Bei pH-Werten im alkalischen Bereich kann durch Zusatz von Inhibitoren (z.B.: Alkalisilikate) der Angriff gehemmt werden [7]. In Bild 1 ist für die üblichen Betriebsbedingungen (pH ? 11; Temperatur ca. 60 °C; Aluminiumkonzentration in der Reinigungslösung von ca. 3,5 mg/l) die überschlägig er- mittelte flächenbezogene Massenverlustrate des Reini- gungsprozesses aufgetragen. Der Punkt liegt oberhalb des eingezeichneten Kurvenastes, da bei erhöhter Tem- peratur gearbeitet wird. 4.3 MAK-Wert-Überschreitung: Zum Erreichen des für Phosphorwasserstoff festgeleg- ten MAK-Wertes von 0,1 ppm im nur ca. 0,4 m³ großen Spülraum der Maschine sind nur 0,06 mg PH3 erforder- lich. Ein Vergleich mit der tatsächlichen in der Reinigungs- lösung vorhandenen Phosphormasse zeigt, dass ein mehr als 105-facher Überschuss an verfügbarem Phosphor bei Solldosierung des Reinigerkonzentrates vorhanden ist. Ein nur geringfügiges Ausmaß der o.g. Redoxreaktion dürfte demnach ausreichen, um relevante PH3-Konzentrationen im Bereich des MAK-Wertes im Spülraum zu erreichen. flächenbezogene Massenverlustrate [g°m-2°h-1] 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 0 2 4 6 8 10 12 pH-Wert Abbildung 1: Einfluss des pH-Wertes auf die flächenbezogene Massenverlustrate für die Aluminiumoxidschutzschicht (Daten aus [5]). Der eingetra- gene Punkt zeigt die überschlägig ermittelte Massenverlustrate im Reinigungsprozess bei den üblichen Betriebsbedingungen.

Einleitung

Ausschuss zur gesundheitlichen Bewertung von Bauprodukten AgBB - Juni 2002 Vorgehensweise bei der gesundheitlichen Bewertung der Emissionen von flüchtigen organischen Verbindungen (VOC und SVOC) aus Bauprodukten 1. Einleitung Die Gesundheit und das Wohlbefinden des Menschen beim Aufenthalt in Innenräumen von Gebäuden wird einerseits durch die herrschenden raumklimatischen Bedingungen (vor allem Temperatur und relative Luftfeuchte) andererseits aber auch durch mögliche Verunreinigun- gen der Innenraumluft beeinflusst. Solche Verunreinigungen können aus einer Vielzahl von Quellen stammen. Unter ihnen spielen Bauprodukte vor allem deshalb eine wesentliche Rolle, weil ihre Auswahl häufig nicht im Ermessen der Raumnutzer liegt und weil viele von ihnen großflächig in den Raum eingebracht werden. Für die Verwendung von Bauprodukten gelten in Deutschland die Bestimmungen der Lan- desbauordnungen. Danach sind bauliche Anlagen so zu errichten und instandzuhalten, dass „Leben, Gesundheit oder die natürlichen Lebensgrundlagen nicht gefährdet werden“ (§ 3 Musterbauordnung, MBO). Bauprodukte, mit denen Gebäude errichtet oder die in solche ein- gebaut werden, haben diese Anforderungen insbesondere in der Weise zu erfüllen, dass „durch chemische, physikalische oder biologische Einflüsse Gefahren oder unzumutbare Be- lästigungen nicht entstehen" (§16 MBO). Auch in der Europäischen Union wurde der Bedeutung der Bauprodukte durch die europäi- sche Bauprodukten-Richtlinie Rechnung getragen, die 1989 in Kraft trat (Rat der Europäi- schen Gemeinschaften, 1989). Während ihr hauptsächliches Anliegen die Beseitigung von Handelshemmnissen ist, enthält sie auch - zumindest in allgemeiner Form - Vorschriften, die gesundheitliche Belange berücksichtigen. Die europäische Bauprodukten-Richtlinie wurde 1992 durch das Bauproduktengesetz1 und die Novellen der Landesbauordnungen in nationales Recht umgesetzt. 1 BauPG1992: Gesetz über das Inverkehrbringen von und den freien Warenverkehr mit Bauprodukten zur Um- setzung der Richtlinie 89/106/EWG des Rates vom 21. Dezember 1988 zur Angleichung der Rechts- und Ver- waltungsvorschriften der Mitgliedsstaaten über Bauprodukte (Bauproduktengesetz – BauPG). Bundesgesetzblatt I, Nr. 39 vom 14.8.92, 1495-1501; Novellierung 1998: Bekanntmachung der Neufassung des Bauproduktenge- setzes vom 28. April 1998. Bundesgesetzblatt I, Nr. 25 vom 8.5.98, 812-819. AgBB - Bewertungsschema für VOC aus Bauprodukten; Stand Juni 2002 Teil 1: Einführung Ein erklärtes Ziel der Landesbauordnungen und der EG-Bauprodukten-Richtlinie ist es dem- nach, die Gesundheit von Gebäudenutzern zu schützen. Eine Konkretisierung dieser Anfor- derungen findet sich in dem von der Europäischen Kommission erarbeiteten Grundlagen- dokument 3, in dem die Vermeidung und Begrenzung von Schadstoffen in Innenräumen, z.B. von flüchtigen organischen Verbindungen (VOC), explizit genannt werden (EC, 1994). Auch der vom Koordinierungsausschuss 03 des Normenausschusses Bauwesen erarbeitete „Leit- faden zur Beurteilung von Bauprodukten unter Gesundheitsaspekten“ dient dieser Konkreti- sierung. Gleichwohl fehlen noch verbindliche und differenzierte Bewertungsvorschriften für eine praktische Umsetzung der gesundheitsbezogenen Anforderungen der Bauprodukten- Richtlinie. Unbestritten ist, dass die Gesundheit von Gebäudenutzern geschützt werden muss, unklar ist aber noch, wie dieser Schutz im einzelnen erreicht werden kann. Zwar gibt es in einer Reihe von europäischen Ländern, darunter auch in Deutschland, von Seiten verschiedener Hersteller und Verbände den Versuch, dem Anwender und Verbraucher mit Hilfe von Gütesiegeln In- formationen über die Qualität von Bauprodukten zukommen zu lassen, eine offiziell aner- kannte Vorgehensweise zur Bewertung von Bauprodukten aus gesundheitlicher Sicht fehlt jedoch bislang noch in vielen Fällen. Auch nationale und internationale Gremien, insbesondere die European Collaborative Action (ECA) "Indoor Air Quality and its Impact on Man", haben sich speziell mit den Fragen der Bewertung von VOC-Emissionen aus Bauprodukten bereits beschäftigt. In der ECA sind Ex- perten aus den Ländern der Europäischen Union sowie der Schweiz und Norwegen tätig, die das in Europa verfügbare Fachwissen zu den verschiedensten innenraumrelevanten Themen aufarbeiten und in Berichten zusammenfassen, die so konkrete Angaben enthalten, dass sie als "pränormativ" bezeichnet werden können. Hierzu veröffentlichte die ECA den Bericht Nr. 18 "Evaluation of VOC Emissions from Building Products", in dem als Beispiel ein Bewertungs- schema für Emissionen aus Fußbodenbelägen angegeben ist (ECA, 1997a). Der Ausschuss für die gesundheitliche Bewertung von Bauprodukten (AgBB) sieht es als eine seiner wichtigsten Aufgaben an, die Grundlagen für eine einheitliche Bewertung von Baupro- dukten in Deutschland bereitzustellen, damit einerseits die Forderungen erfüllt werden, die sich aus den Landesbauordnungen und der Bauprodukten-Richtlinie ergeben, und andererseits eine nachvollziehbare und objektivierbare Produktbewertung möglich ist. Der Ausschuss legt im Folgenden ein Schema zur Vorgehensweise bei der gesundheitlichen Bewertung der VOC-Emissionen aus Bauprodukten, die in Innenräumen von Gebäuden ver- wendet werden, vor. Flüchtige organische Verbindungen nach diesem Schema umfassen Ver- bindungen im Retentionsbereich C6 bis C16, die als Einzelstoffe und im Rahmen des TVOC- Konzeptes (TVOC = Total Volatile Organic Compounds) als Summenparameter betrachtet werden, und schwerflüchtige organische Verbindungen (SVOC) im Retentionsbereich ober- halb von C16 bis C22. Das Schema wurde nach einer ersten Veröffentlichung (AgBB 2000) intensiv mit Vertretern von Herstellerfirmen und der weiteren Fachöffentlichkeit diskutiert und in Teilen modifiziert. Der Ausschuss geht davon aus, dass bei Einhaltung der im Schema vorgegebenen Prüfwerte die Mindestanforderungen der Bauordnungen zum Schutz der Gesundheit im Hinblick auf VOC-Emissionen erfüllt werden. Gleichwohl werden Initiativen der Hersteller, emissionsär- mere Produkte herzustellen, unterstützt. Hersteller können deshalb bessere Leistungsparame- ter ihrer Produkte (VOC-Emissionen) deklarieren. 2 AgBB - Bewertungsschema für VOC aus Bauprodukten; Stand Juni 2002 Teil 1: Einführung Der Ausschuss wird nach einer Einführungsphase von 2 Jahren die Erfahrungen der Arbeit mit dem Schema auswerten und in geeigneter Weise berichten. 2. Gesundheitliche Bewertung von VOC-Emissionen aus Bauprodukten Die Literatur über die Wirkung von Innenraumluftverunreinigungen ist umfangreich (vgl. z.B. ECA, 1991b; Maroni et al., 1995). Die Wirkungen von flüchtigen organischen Verbindungen können von Geruchsempfindungen und Reizwirkungen auf die Schleimhäute von Augen, Na- se und Rachen über Wirkungen auf das Nervensystem bis hin zu Langzeitwirkungen reichen. Hierzu zählen Stoffe mit allergisierenden oder allergieverstärkenden Eigenschaften und insbe- sondere mit cancerogener, mutagener oder reproduktionstoxischer Potenz. Zur toxikologischen Bewertung von Stoffen aus Bauprodukten können die bereits verfüg- baren Informationen herangezogen werden, die im günstigsten Fall Kenntnisse über Dosis- Wirkungs-Beziehungen enthalten. Daraus lassen sich Konzentrationsniveaus ermitteln, unter- halb derer keine nachteiligen Wirkungen zu befürchten sind. Das umfangreichste Bewertungssystem existiert für den Arbeitsplatz in Form der Maximalen Arbeitsplatz-Konzentrationen (MAK-Werte). An Arbeitsplätzen mit betriebsbedingtem Um- gang mit Gefahrstoffen liegen allerdings im allgemeinen sehr viel höhere Stoffkonzentratio- nen vor. Andererseits sind im Verhältnis zum Innenraum kürzere Expositionszeiten zu Grun- de gelegt. Dies muss bei der Übertragung in den bewohnten Innenraum mit entsprechenden Faktoren berücksichtigt werden (ECA 1997a). Die hierauf basierende Vorgehensweise zur Ableitung von Hilfsgrößen zur Bewertung von Bauprodukten, den sogenannten NIK-Werten (Niedrigste interessierende Konzentrationen) wird im Vorwort der NIK-Werte-Liste im Anhang detailliert beschrieben. Die bisher genannten Beurteilungsmaßstäbe basieren auf Einzelstoffbetrachtungen, obwohl die Bewohner von Gebäuden immer einer Vielzahl von Substanzen ausgesetzt sind. Dies wird mit Hilfe der Summenkonzentration der flüchtigen organischen Verbindungen (TVOC) be- rücksichtigt (Seifert, 1999; ISO 16000 /6 Entwurf Nov 2000). Es sei an dieser Stelle betont, dass ein TVOC-Richtwert aufgrund der schwankenden Zusammensetzung des in der Innen- raumluft auftretenden Substanzgemisches keine konkrete toxikologische Basis haben kann. Die Erfahrung zeigt aber, dass mit steigender TVOC-Konzentration die Wahrscheinlichkeit für Beschwerdereaktionen und nachteilige gesundheitliche Auswirkungen zunimmt (ECA, 1997b). 3. Sensorische Aspekte Da VOC-Emissionen häufig mit Geruchsempfindungen einhergehen, ist die sensorische Prü- fung ein wichtiges Element bei der Bewertung von Bauprodukten. Allerdings kann dieser Aspekt hier bislang noch nicht in die tatsächliche Bewertung eingebracht werden. Anders als bei der chemischen Analyse bestehen noch verschiedene Auffassungen hinsichtlich einer op- timalen Erfassung der geruchlichen Wahrnehmungen. Der derzeitige Stand der Erkenntnisse über Geruchsmessungen in der Innenraumluft wurde in umfassenden Berichten zusammenge- stellt (Fischer et al., 1998; ECA, 1999). 3

TP3.6: Integration photonischer Module in Heizungs- und Lüftungssysteme

Das Projekt "TP3.6: Integration photonischer Module in Heizungs- und Lüftungssysteme" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Metall & Lüftungsbau Holger Chemnitz durchgeführt. Entwicklung und Vermarktung von lufttechnischen Anlagensystemen zur photonischen Behandlung belasteter Luft zum Zweck der Eliminierung von Schadstoffen, Keimen oder Viren. Einsatzgebiete sind raumlufttechnische Anlagen, Behandlung von technologischer Abluft, Anlagen zur Einhaltung von MAK-Werten in der Raumluft, Behandlung von geruchsbelasteter Abluft in der Viehzucht, Gastronomie und Großküchen

Thermische Trenntechnik

Das Projekt "Thermische Trenntechnik" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Technische Universität Berlin, Institut für Verfahrenstechnik, Fachgebiet Thermodynamik und Thermische Verfahrenstechnik durchgeführt. Unter thermischen Trennverfahren versteht man die Destillation, Rektifikation, Extraktion, Adsorption, Absorption und die Chromatographie. Diese Verfahren werden eingesetzt fuer: - die Trennungen von fluessigen Substanzgemischen bestehend aus organischen und anorganischen Loesungsmitteln und Wasser, - die Reinigung fester Stoffe (z.B. Mutterboeden) von fluechtigen Substanzen - die Trennung nicht-fluechtiger biologischer Substanzen sowie fuer die Abluftreinigung. Fuer diese Trennverfahren koennen die notwendigen Grunddaten ermittelt, Verfahrensvarianten im Computer simuliert und ein RI-Fliessbild erzeugt werden. Weiterhin stehen experimentelle und theoretische Methoden zur Bestimmung der Fluechtigkeit von reinen Stoffen oder Gemischen zur Verfuegung. Anwendungsbereiche: Eine moegliche Anwendung liegt z.B. in der Berechnung des maximal moeglichen MAK-Wertes in geschlossenen Raeumen.

Bedeutung der stabilen Bodenluftschichten fuer die Ausbreitung gasfoermiger Schadstoffe

Das Projekt "Bedeutung der stabilen Bodenluftschichten fuer die Ausbreitung gasfoermiger Schadstoffe" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Hamburg, Zentrum für Meeres- und Klimaforschung, Meteorologisches Institut durchgeführt. Untersuchung der Hoehenabhaengigkeit gefaehrlicher Schadstoffmaximalkonzentrationen (Schwefeldioxid); Einfluss der Inversionswetterlagen auf die Hoehenlage (100-300 Meter) der Maximalkonzentration; begrenzte Repraesentanz von Bodenwerten; Wirkung auf Hochhaeuser und Fernwirkung auf Randgebiete; physikalisch-mathematische Modelle; Methode: gleichzeitige Messungen der atmosphaerischen Schichtung der Turbulenzparameter und des Schwefeldioxidgehalts an einem 300 Meter hohen Mast.

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