Praktikumsbericht Gruppe Feinstaub - Praktikum Atmosphäre 2011 Eidgenössische Technische Hochschule Zürich
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Praktikumsbericht
Gruppe Feinstaub
Praktikum Atmosphäre 2011
Eidgenössische Technische Hochschule Zürich
Autoren:
Binder Fabian, Blumer Sandro, Cortesi Marco, Kükenbrink Daniel, Sonderer Martin
Inhaltsverzeichnis
1 EINLEITUNG.................................................................................................................. 4
1.1 DEFINITIONENUND CHARAKTERISIERUNG ....................................................... 4
1.2 ENTSTEHUNG UND CHEMISCHE ZUSAMMENSETZUNG ................................... 4
1.3 VERBREITUNG VON FEINSTAUB UND WETTER ................................................ 5
1.3.1 Wie verhält sich Feinstaub in der Atmosphäre und wie wird er vom Wetter
beeinflusst? ...................................................................................................... 5
1.3.2 Welchen Einfluss hat Feinstaub auf das Klima? ............................................... 6
1.4 RADIOAKTIVITÄT IN HVS- FILTERN ..................................................................... 6
1.5 GESUNDHEITSSCHÄDIGENDE WIRKUNG VON FEINSTAUB ............................. 7
1.5.1 Wie wirkt der Feinstaub auf die Gesundheit? ................................................... 7
1.5.2 Welche Partikel sind besonders gefährlich? ..................................................... 7
1.5.3 Das Problem der Luftreinhalteverordnungen .................................................... 7
2 VERWENDETE GERÄTE .............................................................................................. 8
2.1 MESSUNG VON PM10 MITTELS HIGH VOLUME SAMPLER ................................ 8
2.1.1 Funktionsweise ................................................................................................ 8
2.1.2 Bestimmung der Massenkonzentration............................................................. 9
2.1.3 Probleme und Schwierigkeiten der Messung ...................................................10
2.2 SIMULTANE MESSUNG VON PM10 UND PM1 MITTELS EINES EINZELNEN TEOM.
...............................................................................................................................10
2.2.1 Einleitung ........................................................................................................10
2.2.2 Mechanischer Aufbau......................................................................................11
2.2.3 Messprinzip .....................................................................................................11
2.2.4 Technische Daten ...........................................................................................12
2.2.5 Probleme bei der Messreihe............................................................................12
2.2.6 Datenauswertung ............................................................................................13
2.2.7 Fazit ................................................................................................................14
3 ANALYSE DER MESSWERTE .....................................................................................15
3.1 VERGLEICH HVS UND TEOM ..............................................................................15
3.1.1 Einstieg ...........................................................................................................15
3.1.2 Methode ..........................................................................................................15
3.1.3 Resultat ...........................................................................................................16
3.2 FILTERSCHWÄRZUNG BEI FILTERN DES HVS ..................................................17
3.2.1 Idee .................................................................................................................17
3.2.2 Messreihen .....................................................................................................17
3.2.3 Methoden und Resultate .................................................................................17
3.3 VERHÄLTNIS PM10/PM1 ......................................................................................19
3.3.1 Vergleich PM10 mit Verhältnis PM1/PM10 ......................................................19
3.3.2 Erklärung der Variation PM1/PM10 .................................................................19
3.4 TAGESGANGAUSWERTUNGEN: .........................................................................21
3.4.1 Vergleich mit SO2 ............................................................................................24
3.4.2 Zusammenhang Ozonkonzentration, Feinstaub und Bildung sekundärer
organischer Verbindungen ..............................................................................27
3.4.3 Vergleich zwischen Werktag Wochenendtag ...................................................27
3.4.4 Diskussion .......................................................................................................27
3.5 Radioaktivität..........................................................................................................28
3.5.1 Ausgangslage/Vorgehensweise ......................................................................28
3.5.2 Resultate .........................................................................................................28
4 FAZIT ............................................................................................................................30
5 ANHANG .......................................................................................................................32
5.1 INSTALLATIONS-ANLEITUNG ..............................................................................32
5.2 FILTER WECHSEL ................................................................................................32
6 LITERATUR ..................................................................................................................33
1 EINLEITUNG 1.1 DEFINITIONENUND CHARAKTERISIERUNG Aerosole oder auch Feinstaub sind keine Reinsubstanzen sondern ein System von verschie- denen Partikeln, die fest, flüssig oder in gemischter Form von der Luft getragen werden. Die Luft wird daher auch als das Trägergas bezeichnet. Die Aerosole unterschieden sich in ihrer Form, Grösse, Aggregatszuständen, Dichte und chemischer Zusammensetzung. Aufgrund der Komplexität dieses Systems wird zur Charak- terisierung und Klassierung von Aerosolen oftmals ihre Grösse verwendet. Die Durchmesser reichen von der Grössenordnung 10-3μm bis zu einigen hundert μm. Die Aerosole werden aufgrund ihres Durchmessers in vier Modi unterteilt: - Nukleationsmodus: 10-3μm bis 10-2μm Durchmesser - Aitkenmodus: 10-2μm bis 10-1μm Durchmesser - Akkumulationsmodus: 10-1μm bis 1 μm Durchmesser - Grobmodus: grösser als 1 μm Durchmesser (Lüönd, 2010) Sinnvollerweise definieren wir für dieses Praktikum Feinstaub mit dem Begriff PM10 – Parti- culate Matter 10. PM10 sind feindisperse Schwebestoffe mit einem aerodynamischen Durchmesser von weniger als 10 μm. Der aerodynamische Durchmesser ist definiert, als derjenige Durchmesser, den eine Kugel von der Dichte ρ0 = 1 g/cm3 aufweisen müsste, um die gleiche Sinkgeschwindigkeit in Luft aufzuweisen wie das betrachtete Partikel (EKL, 2008). In diesem Praktikum werden wir PM10 und PM1 messen, wobei PM1, analog zu PM10, feindisperse Schwebestoffe mit einem aerodynamischen Durchmesser von weniger als 1 μm sind. 1.2 ENTSTEHUNG UND CHEMISCHE ZUSAMMENSETZUNG Die chemische Zusammensetzung von Feinstaub ist komplex, nicht überall gleich und kann daher nicht verallgemeinert werden. Oftmals besteht selbst ein einzelnes Partikel nicht aus einem Reinstoff. Im Wesentlichen hängt die chemische Zusammensetzung von der Art und der Entfernung der Schadstoffquelle ab (EKL, 2010). Wichtige Bestandteile des Aerosols sind: - Ammoniumsulfat (NH4)2 SO4 - Ammoniumnitrat NH4NO3 - Elementarer Kohlenstoff EC - Organischer Kohlenstoff OC, resp. Organische Kohlenstoffverbindungen OM - Mineralische Bestandteile - Kochsalz - Metalle Aufgrund der chemischen Zusammensetzung kann man Rückschlüsse auf die Entstehung und somit auch auf die Grösse machen. Im Allgemeinen gilt, dass die kleinen Aerosolpartikel (Nukleations- und Aitkenmodus) aus Verbrennungsprozessen entstehen. Diese können so- wohl anthropogenen Ursprungs oder auch natürlich sein, wobei natürliche Quellen zum Bei- spiel Vulkanausbrüche oder Waldbrände sind. In der Schweiz befinden sich keine Vulkane in relevanter geographischer Entfernung und die Wahrscheinlichkeit, dass ein Vulkan während des Frühjahressemesters 2011 ausbricht ist ebenfalls eher klein. Wir gehen daher davon aus, dass die kleinen Aerosolpartikel hauptsächlich von anthropogenen Verbrennungspro- zessen resultierten. Würde aber in den kommenden Wochen irgendwo ein Vulkan ausbre-
chen, wäre es äusserst interessant herauszufinden, ob und inwiefern dieser Einfluss durch
unsere Messegeräte registriert wird. Ähnliches gilt für Waldbrände: Diese können vor allem
im Hochsommer in der Südschweiz vorkommen; das Praktikum endet jedoch bereits im Mai.
Die mittelgrossen Aerosolpartikel (Aitken- und Akkumulationsmodus) sind vor allem sekundä-
re Teilchen, die durch Gas-Partikel Konversion, Kondensation und Koagulation entstehen.
Anthropogene Verbrennungsprozesse sind Verkehr, Industrieprozesse, Feuerungen, Hei-
zungen und Abfallverbrennung. Man kann zudem zwischen mobilen Quellen (Verkehr) und
stationären Quellen (Industrie und Ähnliche) unterscheiden.
Die groben Partikel sind meistens natürlichen Ursprungs und entstehen zum Beispiel durch
Erosions- und Abriebsprozesse, sowie Aufwirbelung von Staub und aus natürlichen Quellen.
Pollen sind eher grössere Partikel, können aber auch als Feinstaub detektiert werden. Im
Mai wäre es daher sehr interessant, ob eine Zunahme der Feinstaubbelastung gemessen
werden kann und ob diese auf die Pollen zurückzuführen ist.
1.3 VERBREITUNG VON FEINSTAUB UND WETTER
1.3.1 Wie verhält sich Feinstaub in der Atmosphäre und wie wird er vom Wetter be-
einflusst?
Feinstaub hat die Eigenschaft längere Zeit in der Luft zu verbleiben. Dies bedeutet, dass die
Regionen in welchen höhere Feinstaubkonzentrationen auftreten nicht unbedingt in der Nähe
der Quellen liegen müssen. Entscheidend für den Umfang der Verbreitung ist zum einen die
Sedimentationsrate der Aerosole welche bei PM10, also Feinstaub, eher gering ist. Partikel
kleiner als 10 μm sind der Brownschen Bewegung ausgesetzt, d. h. sie werden durch die
Kollision mit kleinen Molekülen in der Luft ständig abgelenkt. Diese Bewegungen führen da-
zu, dass die Partikel länger in der Luft verweilen und weniger schnell durch die Gravitation
auf dem Boden abgelagert werden.
Die vorherrschenden Luftströmungen sind ein entscheidender Faktor für die Verbreitung und
die Konzentration von Feinstaub in der Atmosphäre. In der Südschweiz zum Beispiel werden
die Luftschadstoffe häufig von der nahegelegenen Lombardei eingetragen, weshalb die
Grenzwerte in den betreffenden Regionen häufig überschritten werden. Auch in Zürich gibt
es verschiedene Grosswetterlagen mit unterschiedlichen Windverhältnissen. Häufig wird das
Wetter von einer Westströmung, also Westwinden dominiert. Weitere relevante Windverhält-
nisse sind die Bisenlage oder auch die Föhnlage. Im späteren Verlauf dieser Arbeit werden
die verschiedenen Situationen und deren Einfluss auf die Feinstaubkonzentration in der At-
mosphäre genauer angeschaut.
Die Entfernung des Feinstaubs aus der Atmosphäre geschieht zum einen über trockene De-
position. Partikel kleiner als 1 µm koagulieren schnell mit grösseren Teilchen und setzen sich
schliesslich auf der Erdoberfläche ab. Der weitaus effizientere Prozess ist jedoch die nasse
Deposition. Bei diesem Prozess werden die Staubpartikel durch Niederschläge einfach aus-
gewaschen. Die Partikel werden von den fallenden Regentropfen eingefangen und somit aus
der Atmosphäre auf den Boden getragen. Hier kommt es auf die Grösse der Partikel an. Die
fallenden Tröpfchen werden während dem Fall von Luft umströmt womit auch die Feinstaub-
partikel in der umströmenden Luft um das Tröpfchen fliessen und damit vorerst nicht ausge-
waschen werden. Bei kleineren Tröpfchen ist die Auswaschung durch fallende Tropfen we-
gen der Brownschen Bewegung wieder grösser.
Feinstaubpartikel können auch als Kondensationskeime für Wolkentröpfchen oder Eiskristal-
len fungieren und bei genügendem Wachstum innerhalb der Wolke ausfallen. Dieser Pro-
zess wird ebenfalls als nasse Deposition bezeichnet. Es kommt dabei jedoch sehr auf die
Struktur und die chemische Zusammensetzung der Teilchen an. Eiskondensationskeime
haben idealerweise eine Hexagonale Struktur, was die Bildung von Eiskeimen begünstigt.
Ein Beispiel dafür ist Silberiodid (AgI). Aerosole für die Bildung von Wolkentröpfchen können z.B. Salzpartikel sein, welche durch die Meeresoberfläche in die Atmosphäre gelangen. Ent- scheidend für die Entwicklung von potentiellen Regentropfen sind die Ausgangsgrössen der Aerosole und die Wasserübersättigung der Atmosphäre. Ein wichtiges Phänomen, das für die Ausbreitung und die Konzentration von Feinstaub ent- scheidend ist und in der Schweiz vor allem im Winter vorkommt ist eine Inversionslage. Da- bei handelt es sich um eine Wetterlage bei der die bodennahe Luft durch eine Temperaturin- version am Steigen gehindert wird. Bei geeigneten grossräumigen Druckverhältnissen über Europa, d. h. bei Hochdrucklage und der damit verbundenen eher flachen Druckverteilung mit schwachen Winden, können sich solche Inversionslagen über längere Zeit anhalten. Vor allem in den Wintermonaten ist diese Wetterlage relativ häufig wobei in höheren Lagen strahlend schönes Wetter vorherrscht und in tiefen Lagen eine Nebeldecke die Inversion kennzeichnet. Durch das Verhindern des Luftaustausches zwischen den bodennahen und höheren Luftschichten sammeln sich die Feinstaubpartikel, welche von verschiedenen anth- ropogenen Quellen stammen können (Verkehr, Industrie etc.), an und können sehr hohe Konzentrationen weit über dem Tagesmittelwert erreichen. Eine solche Wettersituation wird im Zusammenhang mit den erhöhten Feinstaubkonzentrationen als Wintersmog bezeichnet. Erst beim Auflösen der Inversion vermischt sich die bodennahe Luftschicht wieder mit der darüber liegenden Luft, womit die Feinstaubkonzentrationen wieder abnehmen. Solche vom Wetter beeinflusste Perioden können mehrere Tage bis Wochen andauern. 1.3.2 Welchen Einfluss hat Feinstaub auf das Klima? Nebst diesem Wetterabhängigen Effekt haben der Feinstaub und die damit emittierten Aero- solpartikel auch einen Einfluss auf das Klima. Feinstaubpartikel haben die Eigenschaft, dass sie Licht reflektieren oder streuen oder auch absorbieren. Durch die Mechanismen der Streuung und Reflektion halten Feinstaubpartikel einen Anteil der Sonnenstrahlung und der damit verbundenen Energie vom Durchgang der Atmosphäre ab. Feinstaub hat trägt also einen Teil zur globalen Albedo bei. Bei einer Zunahme der Feinstaubkonzentration in der Atmosphäre kann dieser Mechanismus kühlend auf das Klima wirken. Man spricht dabei vom direkten Aerosoleffekt auf das Klima. Nebst dem direkten Weg können Staubpartikel auch indirekt auf das Klima wirken. Wie oben erwähnt spielen Aerosolteilchen, seien diese natürlichen oder auch anthropogenen Ur- sprungs, eine wichtige Rolle bei der Bildung von Wolkentröpfchen. Gibt es nun durch die erhöhten Feinstaubemissionen mehr Kondensationskeime in der Atmosphäre, gibt es auch mehr kleinerer Wolkentröpfchen (bei gleich bleibendem Feuchtigkeitsgehalt in der Atmo- sphäre). Da kleinere Tröpfchen ein grösseres Oberflächen/Volumen - Verhältnis haben wird auch die reflektierende Oberfläche grösser. Bei kleineren Wolkentröpfchen reflektieren die Wolken also mehr Sonnenstrahlung. Zusätzlich wird angenommen, dass die aus kleineren Tröpfchen bestehenden Wolken, aufgrund der geringeren Kollisionseffizienz von kleineren Tröpfchen, eine höhere Lebensdauer haben und somit zusätzlich mehr solare Strahlung re- flektieren. (Lohmann. Vorlesung Klimasysteme. Wolken, Aerosole und Klima) 1.4 RADIOAKTIVITÄT IN HVS- FILTERN Die Filter der Messungen vom Highvolume Sampler (HVS) dienen als ideale Proben für die Bestimmung der Radioaktivität. Da die Filter über mehrere Stunden oder sogar Tage der Luft ausgesetzt sind nehmen sie auch allfällige Radioaktive Partikel welche in der Luft enthalten sind auf. Eine spätere Analyse der Filter hinsichtlich der Radioaktivität kann dann genaue Werte über die Konzentration von radioaktiven Partikeln in der Luft liefern. Aus aktuellem Anlass aufgrund der Atomkatastrophe in Japan hat sich die Möglichkeit erge- ben die Filter nicht nur bezüglich der Feinstaubkonzentration sondern eben auch der Radio- aktivität zu untersuchen.
1.5 GESUNDHEITSSCHÄDIGENDE WIRKUNG VON FEINSTAUB 1.5.1 Wie wirkt der Feinstaub auf die Gesundheit? Feinstaubpartikel sind meist zu klein um von den natürlichen menschlichen Barrierefunktio- nen gestoppt zu werden. Sie gelangen über die Atemluft in die Luftröhre und schliesslich in die feinen Verästelungen der Lunge. Je kleiner sie sind desto tiefer können sie ins Lungen- system eindringen. Während Partikel mit einer Grösse von 5-10 µm meist bereits im Nasen- raum und im Rachen abgelagert werden und von dort vom Organismus selbst wieder ent- fernt werden können, gelangen Partikel kleiner als 1 µm bis zu den Lungenbläschen (Alveo- len). Dort können sie den Sauerstoffaustausch zwischen Luft und Blut erheblich behindern. Manche gelangen auch über die Lungenbläschen direkt ins Blut und können sich dadurch im ganzen Körper verteilen.(Bauer, 2008) Allerkleinste Partikel, sogenannte Nanopartikel, kön- nen sogar bis in Zellen und deren Kern vordringen. Als Folge entstehen in der Lunge Entzündungen. Diese führen dazu, dass mit zunehmender Belastung von Feinstaub das Atmen schwer fällt, es kann zu einer chronischen Bronchitis, Asthma oder Krebserkrankungen kommen. Kleinere Partikel welche bis ins Blut vordringen, können zusätzlich noch Herz- und Kreislauferkrankungen hervorrufen. Aktuelle Erkenntnisse aus internationalen wissenschaftlichen Untersuchungen belegen, dass Kinder unter dem Einfluss von Feinstaub PM10 besonders stark leiden. (Siegrist, 2007) 1.5.2 Welche Partikel sind besonders gefährlich? Allgemein lässt sich sagen, dass von kleineren Partikeln ein grösseres Gefährdungspotential für die Gesundheit ausgeht. So halten die Mediziner die ultrafeinen Partikel auch für die ge- fährlichsten Bestandteile des Feinstaubs. Dazu zählen Russpartikel, polycyclische aromati- sche Kohlenwasserstoffe (PAK), sowie Schwermetalle.(Ostluft, 2007) Diese können durch Verbrennungsprozesse entstehen, wirken toxisch und verursachen Krebs. In Europa gehen jährlich rund 3 Millionen Lebensjahre als Folge der Luftbelastung durch Feinstaub verloren. Allein in der Schweiz sind es jährlich mehr als 40`000 verlorene Lebens- jahre.(Bauer, 2008) 1.5.3 Das Problem der Luftreinhalteverordnungen Luftreinhalteverordnungen in der Europa und der Schweiz orientieren sich an der Masse des Feinstaubes. So darf, laut der schweizerischen Lufthalteverordnung, der Schwebestaub (PM10) höchstens 20 µg/m3 im Jahresmittelwert betragen. Der festgesetzte maximale 24 Stunden-Mittelwert liegt bei 50 µg/m3 und dürfte höchsten einmal pro Jahr überschritten wer- den. Laut Art. 1 der schweizerischen Luftreinhalteverordnung sollen diese Grenzwerte Menschen, Tiere, Pflanzen, ihre Lebensgemeinschaften und Lebensräume sowie den Boden vor schäd- lichen oder lästigen Luftverunreinigungen schützen. In einem Interview der „Zeit― äussert sich Dr. Joachim Heyder, ehemaliger Direktor des Insti- tuts für Inhalationsbiologie am GSF in Neuherberg (D), äusserst kritisch zu Grenzwerten, Messmethoden und Bekämpfungsmassnahmen des Feinstaubes, da sich all diese lediglich an der Masse des Staubs, nicht aber an seiner Gefährlichkeit für die Gesundheit, der Toxizi- tät orientieren. Er fordert einen Paradigmenwechsel, da die Wissenschaft in der Zwischenzeit wesentlich weiter sei.(Schuh, 2005) Wenn man weiss, dass kleinere Partikel ein grösseres Potential bilden die Gesundheit eines Organismus zu schädigen und dass im Durchschnitt die ultrafeinen Partikel (
Fegt man beispielsweise durch feuchte Straßenreinigung oder Russ-Katalysatoren vorwie- gend dicke Staubpartikel aus der Luft, ist ein Erfüllen der Grenzwerte möglich. Die vor- schriftsmässige Luft ist jedoch womöglich genauso gesundheitsgefährdend wie die dreckige, da lediglich die schweren, grossen Partikel entfernt wurden und viele kleine gesundheitsge- fährdende Partikel noch immer in der Luft schweben. 2 VERWENDETE GERÄTE 2.1 MESSUNG VON PM10 MITTELS HIGH VOLUME SAMPLER Der High Volume Sampler ist ein Messgerät um die Feinstaubkonzentration in der Atmo- sphäre an einem bestimmten Ort zu bestimmen. Der Feinstaub wird dabei über die Grösse der Partikel definiert. Prinzipiell funktioniert der High Volume Sampler für alle relevanten Par- tikelgrössen gleich (PM1, PM2.5, PM10), wobei er auf einem dynamischen Filter basiert (Sampling Inlet). Die folgenden Ausführungen beziehen sich jeweils auf PM10 Partikel. 2.1.1 Funktionsweise Durch eine Ansaugpumpe (5) wird ein konstanter Luftstrom angesogen, welcher in unserer Messreihe 30 m3/Stundebeträgt. Diese Grösse bezieht sich auf Standardbedingungen von 15 Grad Celsius und 1013 hPa Luftdruck und muss bei der Berechnung der Feinstaubmas- senkonzentration transformiert werden. Der Luftstrom wird durch den Sampling Inlet gesogen (1), wodurch alle Partikel grösser als ein bestimmter Durchmesser (zum Beispiel PM1, PM2.5 oder PM10, je nach Spezifikation des Sampling Inlets) aus dem Luftstrom gefiltert werden, indem sie auf einer beschichteten Oberfläche haften bleiben (mehr zur Funktion des Sampling Inlets im nächsten Abschnitt). Somit trifft der Luftstrom, der nun nur noch Partikel, die kleiner sind als der gewählte Durch- messer, enthält, auf den Filter (2). Die Feinstaubpartikel bleiben auf dem Filter haften, wodurch seine Masse um die Masse des Feinstaubes zunimmt. Der Luftstrom fliesst weiter und seine Temperatur wird bestimmt. Abbildung 1: Aufbau High Volume Sampler. (Aus Produktionsbeschrieb Digitel DH77: http://www.envitech.eu/domain/flox/files/01_imise-samplery/dh77_pre_dig.pdf)
Der Sampling Inlet Der Sampling Inlet ist ein dynamischer Filter, der nur Partikel durchlässt, deren Durchmesser kleiner ist als ein bestimmter Durchmesser. Wenn man also die Massenkonzentration für PM10 misst, werden nur Partikel deren aerodynamischer Durchmesser kleiner ist als 10 μm durchgelassen. Die grösseren Partikel bleiben auf einer beschichteten Oberfläche haften. Die folgende Abbildung zeigt eine schematische Darstellung eines Sampling Inlets. Abbildung 2: Schematische Darstellung des Sampling Inlets. Die Pfeile kennzeichnen die Wege der schweren und leichten Teile im Luftstrom. Die schweren Teilchen (Rot) können aufgrund ihrer Trägheit dem Luftstrom nicht folgen und bleiben auf der beschichteten Oberfläche hängen. Die Ansaugpumpe erzeugt einen Luftstrom, welcher durch den Sampling Inlet fliesst. In die- ser Abbildung sind Partikel, deren Durchmesser grösser ist als 10μm mit einem roten Pfeil dargestellt, diejenigen die kleiner sind in grün. Der Luftstrom macht nach einigen Zentimetern eine Kehrtwendung und fliesst in entgegengesetzter Richtung. Die grösseren Partikel haben einen zu hohen Impuls und bleiben daher während der Kehrtwendung nicht im Luftstrom, sondern schiessen auf eine beschichtete Oberfläche, wo sie haften bleiben. Der Impuls der Partikel PM10 (in Abbildung 2: Schematische Darstellung des Sampling Inlets. mit grünen Pfeilen gekennzeichnet) ist klein genug, dass diese im Luftstrom bleiben und entlang der gekrümmten Bahn auf den Filter gelangen. Die Grösse der Partikel, die durch dieses dynamische System gefiltert werden, hängt von der Konstruktion des Sampling Inlets ab. 2.1.2 Bestimmung der Massenkonzentration Die Partikel PM10 gelangen mit dem Luftstrom auf einen Filter, wo sie haften bleiben. Die Massenkonzentration der PM10 Partikel wird prinzipiell durch eine Differenzmessung be- stimmt. Bevor der Filter in den High Volume Sampler eingelegt wird, wird sein Leergewicht gewogen. Darauf wird während 24 Stunden ein konstanter Luftstrom durch den Filter ge- sogen, sodass eine bestimmte Masse an PM10 Partikel auf dem Filter bleiben. Danach wird das Gewicht des Filters erneut gewogen und die Differenz zum Leergewicht berechnet. Die- se Differenz entspricht der absoluten Masse an PM10 Partikel auf dem Filter.
Da während 24 Stunden 30 m3/Stunde Luft durch den Filter gesogen wird, muss dieses Ge-
wicht durch 720m3 dividiert werden um die Massenkonzentration in μg/m3 zu erhalten. Dieser
Wert wird zum Schluss bezüglich der oben genannten Standardbedingungen der Atmosphä-
re korrigiert, worauf die Massenkonzentration der PM10 Partikel in μg/ m3 resultiert.
2.1.3 Probleme und Schwierigkeiten der Messung
Im Verlauf des Praktikums galt es immer wieder neue Probleme bezüglich Durchführbarkeit
und Genauigkeit der Messung zu bewältigen.
Einwaage der Filter
Die Waage, die uns während dem Praktikum zur Verfügung stand, hat eine Präzision
von 10-4 Gramm und reagiert daher sehr sensibel auf Messungen im Gramm-Bereich
(die Filter hatten eine Masse von der Grössenordnung 1.5 Gramm). Der Filter musste
während 30 bis 50 Minuten auf die Waage gelegt werden, damit sich der Messwert
einigermassen stabilisierte. Dieser Effekt ist vor allem auf die Feuchtigkeit in der Luft
und auf dem Filter zurückzuführen, da die Masse des adsorbierten Wassers auf dem
Filter ebenfalls gemessen wird. Somit verändert sich die gemessene Masse in Ab-
hängigkeit der Verdunstungs- und Kondensationsrate. Neben der mehrminütigen
Wartezeit, müssen sich die Personen im Raum einigermassen ruhig verhalten und
versuchen nicht zu husten oder zu sprechen, wenn sie sich in der Nähe der Waage
befinden.
Standardbedingungen des Luftstroms im High Volume Sampler
Da sich das Luftvolumen, das durch die Pumpe angesogen wird, auf Standardbedin-
gungen bezieht, müsste dieses in Realbedingungen umgewandelt werden. Dieses
Problem wurde jedoch aufgrund von Datenmangel nicht berücksichtigt.
Logistische Probleme des Messverfahrens
Der Filter sollte jeweils zur selben Zeit in den High Volume Sampler eingelegt wer-
den. Daher musste immer genau zu dieser Zeit jemand verfügbar sein, wobei stets
noch die Anreisezeit berücksichtigt werden musste. Zudem waren einige Messtage
am Wochenende.
2.2 SIMULTANE MESSUNG VON PM10 UND PM1 MITTELS EINES EINZELNEN
TEOM
2.2.1 Einleitung
Die ETH Zürich hat zur Messung von PM10 und PM1 ein konventionelles TEOM (Tapered
Element Oscillating Microbalance) weiterentwickelt, womit eine quasi-simultane Messung
von PM10 und PM1 ermöglicht wird. Die quasi-simultane Messung erfolgt durch einen Doppe-
leinlass, welcher durch einen eingebauten Motor gesteuert wird. Der Motor bewegt innerhalb
des Zylinders alle fünf Minuten den Durchlass von einem Einlass zum anderen, was somit
eine quasi simultane Messung der beiden Feinstaubpartikelkonzentrationen in der Umge-
bungsluft ermöglicht (Krieger et al., 2007).Abbildung 3: Schematischer Aufbau: (a) Übersicht des gesamten Apparatur mit den beiden Größen abhängigen Einlässe (PM10 und PM1). (b) Detailliertere Ansicht des Zylinders inklusive des Motors zum Wechseln des Ein- lasses (Quelle: Krieger et al., 2007). Der grosse Vorteil der Verwendung dieser Weiterentwicklung besteht darin, dass nur noch ein TEOM benötigt wird um die beiden Feinstaubpartikelgrössen zu messen, was eine enor- me Ersparnis darstellt. Neben der Kostenreduktion eliminiert dieses Vorgehen auch syste- matische Messabweichungen die auf Grund zweier verschiedener Messinstrumente hervor- gerufen werden. 2.2.2 Mechanischer Aufbau Um zwei verschiedene Einlässe für PM1 und PM10 zu erhalten, verwendet man zwei Einlass- köpfe für PM10, setzt bei einem Einlass noch einen zusätzlichen Filter auf, der Partikel grös- ser als 1 μm filtert. Der Einlass besitzt jeweils eine Flussrate von 16.67 l/min. Dieser Fluss wird jedoch vor der eigentlichen Messung in zwei Stücke geteilt. Der grosse Teil (13.67 l/min) wird direkt über einen Filter und einer Fluss-Kontroll-Einheit wieder als Abgas freigesetzt. Der kleinere Teil (3 l/min) wird dann für die eigentliche Messung verwendet. Dieser Fluss wird auf einen Teflon- Filter geführt, der mit einer bestimmten Eigenfrequenz schwingt. Auf Grund der Frequenzän- derung durch die Akkumulation von Partikeln auf diesen Filter kann schliesslich auf die Mas- se geschlossen werden (Siehe Messprinzip). Das Gehäuse in dem sich der Filter befindet ist auf 50°C geheizt, um die relative Feuchte so weit zu senken, dass im Gehäuse keine Kon- densation stattfinden kann. Der Filter hat eine endliche Lebenszeit und muss in regelmässi- gen Abständen ausgewechselt werden. Beim Ersetzen muss darauf geachtet werden, dass der Filter richtig auf den dazu vorgesehenen Stecker sitzt. Um zu kontrollieren, ob der Filter richtig sitzt, muss in der Kontrolleinheit das Rauschen (Noise) überprüft werden. Dieses darf nicht über 0.1 sein. Anschliessend fliesst dieser Fluss wiederum durch einen Filter in die Kontrolleinheit und wird schliesslich wieder ausgestossen. Der Fluss an sich entsteht durch eine Vakuum-Pumpe am Ende der Installation. Nach jeweils fünf Minuten dreht der Motor den Einlass um 180° womit die Messung für den anderen Einlass durchgeführt wird. 2.2.3 Messprinzip Die eigentliche Massenkalkulation geschieht über die Frequenzveränderung des schwingen- den Filters. Je mehr Masse auf dem Filter liegt, umso langsamer schwingt dieser. Mittels der Rate der Frequenzänderung erhalten wir schliesslich die akkumulierte Masse.
In unserem Fall der simultanen Messung von PM1 und PM10 wird jeweils eine Masse für jede
fünfminütige Messperiode für den entsprechenden Einlass berechnet. Als Rohdaten besitzen
wir die Frequenzwerte, die alle zwei Sekunden gemessen und schliesslich auf 10 Sekunden
gemittelt wurden um Rauscheffekte zu vermindern. Die ersten sechs Punkte nach einem
Einlasswechsel wurden jeweils nicht in die Berechnung einbezogen, da wir auf Grund des
Einlasswechsels starke Rauscheffekte vermuten. Anschliessend wird eine lineare Regressi-
on durch die – teilweise sehr stark streuende – Punktwolke gelegt. Auf dieser Regressions-
geraden werden nun der erste und letzte Frequenzwert und die dazugehörigen Zeiten abge-
lesen. Mit diesen beiden Werten kann man schliesslich mit der folgenden Formel auf die,
während diesen fünf Minuten akkumulierte, Masse schliessen.
wobei die Kalibrationskonstante des verwendeten TEOM darstellt.
2.2.4 Technische Daten
Die folgenden Werte müssen bei der Inbetriebnahme des TEOMs beachtet werden. Diese
Werte lassen sich bei der Kontrolleinheit mittels der Pfeiltasten überprüfen.
Noise < 0.1
Wie beim Funktionsprinzip erklärt funktioniert die Massenberechnung der Feinstaub-
partikel mittels der Frequenzveränderung die durch das Anheften der Partikel auf den
Filter hervorgerufen wird. Wenn der Filter nicht korrekt aufgesetzt wird, entsteht ein
Rauschen auf Grund der Vibrationen. Dieses Rauschen darf den Wert 0.1 nicht über-
schreiten, damit keine verfälschten Messwerte entstehen.
Flux: total 16.67 l/min
Für Messung: ca. 3 l/min
Für „Abgas― : ca. 13.67 l/min
Temperatur:
o Case Temp.: Die Case Temperature gibt die Temperatur innerhalb der Control
Unit an. Der Default liegt bei 50 °.
o Air Temp.: Die Air Temperature ist die Temperatur des Luftstroms wenn er in
die Massenumwandlungs-Einheit einströmt. Der Default Wert steht hier bei
50°C. Zu Beginn unserer Messung setzten wir diese Temperatur jedoch auf
40 °C zurück.
o Cap Temp.: Die Cap Temperature gibt die Temperatur im Massenumwandler
an. Der Default ist hier auch auf 50 °C gesetzt.
2.2.5 Probleme bei der Messreihe
Wechsler Ausfall
Nach ungefähr zwei Wochen in Betrieb funktionierte der Einlasswechsler nicht mehr richtig.
Dies hatte zur Folge, dass während dem Zeitraum vom 10. bis 18. März kein konsistenter
Wechsel zwischen den beiden Einlässen zustande kam. Die Reparatur fand vom 17. März
um 10 Uhr bis 18. März 16 Uhr statt. Während dieser Zeit wurden nur PM10 Daten erhoben.
Temperatur Probleme
Wie im Kapitel zu den technischen Daten geschildert, haben wir die Messreihe mit Tempera-
turen von 50°C im Case, 40°C Lufttemperatur und 50°C im Cap begonnen. Nach den ersten
Datenanalysen kam uns die Vermutung auf, dass bei diesen hohen Temperaturen relativ viel
Feinstaubmasse verdunstet. Dieser Verdacht kam uns auf, als wir bemerkten, dass die
TEOM-Messungen stets geringer sind (bis zu 50 %) als unsere Referenzmessung mit demHVS. Auch der Vergleich mit dem Messinstrument der EMPA bei Dübendorf hat ein ähnli- ches Bild aufgezeigt. Auch stellten wir eine Gegenläufigkeit der PM10- und PM1-Messdaten fest. Wir vermuten, dass bei hohen PM10 Werten die Verdunstung von frischem Material auf dem Filter grösser ist als der Eintrag des PM1 Einlasses nach dem Wechsel. Wir setzten da- rauf die Temperaturen auf 32°C (für alle drei Temperaturen), wobei wir uns an den 30°C ori- entierten, mit welchen das TEOM Instrument der EMPA in Dübendorf betrieben wird. Leider konnte das Instrument nicht bis auf 30°C heruntergekühlt werden. 2.2.6 Datenauswertung Von den Rohdaten zur Massenkonzentration Die Rohdaten erhalten wir in reinen Frequenzwerten, welche zuerst mit der im Kapitel Mess- prinzip beschriebenen Formel in eine Massenkonzentration umgerechnet werden muss. Da- zu kreierten wir ein Matlab-Skript, welches getrennt die Massenkonzentrationen für PM10 und PM1 berechnet. Abbildung 4: Ausschnitt aus den Rohdaten. In der Abbildung 4 können wir sehr gut den Frequenzsprung beim Einlasswechsler in den Rohdaten erkennen. Jedoch ist der Grund für diesen Frequenzsprung bis anhin noch nicht wirklich geklärt. Wir vermuten, dass Unterschiede im Strömungsverhalten des Luftstroms zwischen den beiden Einlässen die Ursache sein können. Jedoch weisen die auf fünf Minuten gemittelten Werte eine enorme Variabilität auf mit vielen negativen Massenkonzentrationen. Aus diesen Gründen verwendeten wir in der späteren Auswertung ausschliesslich Stundenmittelwerte, um diese Variabilität etwas zu minimieren. Anpassung der Massenberechnung Wie schon im Kapitel zu den Problemen der Messreihe erwähnt, weist unsere Messserie eine ziemliche hohe Unsicherheit auf. Vor allem der grosse Anteil an negativen Massenkon- zentrationen macht eine akkurate, quantitative Auswertung der Messreihe zu einer fast un- lösbaren Aufgabe. Neben der Temperaturanpassung versuchten wir dieses Problem auch innerhalb der Datenauswertung anzugehen. So fiel uns auf, dass die Regressionsgerade, welche für die Massenkonzentrations-Berechnung benötigt wird, nur sehr schwierig in die Punktwolke unserer Messungen einzupassen ist. Dies unterstreicht zusätzlich die enorme Variabilität der Messungen, die eine akkurate Umrechnung sehr erschwert. Beim genaueren Betrachten der Rohdaten, speziell an den Stellen kurz nach einem Einlasswechsel, kam die Vermutung auf, dass die sechs Punkte, die am Anfang ignoriert werden, nicht genügen, da der Einschwingvorgang nach einem Einlasswechsel anscheinend mehr Zeit benötigt. Wir haben uns somit entschlossen den Regressionsbereich um weitere 4 Punkte nach dem Um-
schaltvorgang zu verkürzen. Die Software des TEOM setzte den Flag für die Bezeichnung des Einlasses jeweils vor dem Wechselvorgang (Frequenzsprung), jedoch unabhängig da- von, mit welchem Einlass gemessen wird. Wir setzten den Flag deshalb neu anhand des Frequenzsprungs in den Daten. Der neue Flag wird immer nach dem Frequenzsprung ange- setzt womit er alle Messungen eines Einlasses kennzeichnet. Der letzte Messpunkt in unse- rem Regressionsabschnitt wurde also durch die Software des TEOM als erster Messpunkt im darauffolgenden Regressionsabschnitt bezeichnet und für die Massenberechnung mit den ersten sechs Punkten ignoriert. Da dieser Punkt bereits durch den Wechselvorgang beein- trächtigt ist, lassen wir diesen (letzten) Punkt ebenfalls aus der Massenberechnung weg. Hiermit verkürzt sich jedoch der Regressionsbereich, aber die Einpassung des linearen Fits könnte so etwas verbessert werden. Dies ist zumindest dort der Fall, wo wir einen schwa- chen Frequenzanstieg verzeichnet haben (Massenverlust). Bei sehr kleinen Feinstaubkon- zentrationen, wenn sich praktisch nichts auf dem Filter ansammelt, ist die Regressionsgera- de sehr sensitiv auf Schwankungen des Gerätes, was auch leicht zu negativen Werten füh- ren kann. Hier konnten teilweise die negativen Massekonzentrationen in einen positiven Wert umgewandelt werden. Bei starken Frequenzanstiegen, konnte diese Verbesserung jedoch nicht festgestellt werden. Dies kann in den nächsten Abbildungen beobachtet werden: Abbildung 5: Plot der Rohdaten über einer 5-Minuten Messperiode, wobei der alte Fit (rot) sowie der neue Fit (blau) aufgezeigt ist. Links: grössere Massenkonzentration aufgrund des neuen Fits. Rechts: grössere negative Massenkonzentration aufgrund des neuen Fits. In der Abbildung 5 ist zusätzlich noch der Bereich aufgezeichnet, in welchem mindestens 50% der Messpunkte enthalten sind (grüne Striche). Dieser Bereich verdeutlicht auch die grosse Variabilität der Messpunkte und wie schwierig es ist, eine gute Regressionsgerade zu setzen. 2.2.7 Fazit In dieser fast zwei Monatigen Messperiode mit dem modifizierten TEOM fielen uns Diskre- panzen bei der Qualität unserer simultanen Messungen zwischen PM10 und PM1 auf. Da der Einlass mechanisch gewechselt werden muss, ist auch eine gewisse Fehleranfälligkeit auf Grund von Verschleisserscheinungen vorhanden. Dies mussten wir auch in den ersten Wo- chen der Messperiode erleben. Eine solche Fehlfunktion könnte im schlimmsten Fall erst sehr spät entdeckt werden und dadurch die akkurate Auswertung einer ganzen Messperiode beinahe verunmöglichen. Ein anderer grundlegender Nachteil der TEOM-Messung stellt die hohe Verdunstungsrate von Partikeln auf dem Filter dar. Bei der Simultanmessung hat die Verdunstung speziell grosse Auswirkungen auf die PM1 Messungen, die dadurch oft negative Werte lieferten. Wir vermuten, dass der Einlasswechsel eine grosse Rolle bei der Verdunstung der Partikel spielt. Vor allem wenn der PM1 Anteil im Vergleich zum PM10 Anteil gering ist. Dies hat zur Folge, dass das Verhältnis von verdunsteter Masse zur akkumulierten Masse erhöht wird, und somit eine negative Massenakkumulation hervorrufen kann.
Auch die Anpassung der Temperatur innerhalb des Messinstrumentes hat keine wesentliche Verbesserung dieses Sachverhalts erbracht. Über die Stunden und Tagesmittel haben wir zwar eine bessere Übereinstimmungen mit dem HVS sowie der Messstation der EMPA in Dübendorf bekommen, jedoch hat diese Temperaturanpassung auch ein zusätzliches Rau- schen in den Daten hervorgerufen, was eine enorme Variabilität der 5-Minuten Werte zur Folge hatte. Dieses Rauschen kann zwar mittels Stunden- oder Tagesmittel etwas minimiert werden, wird aber trotzdem immer als Unsicherheitsquelle in den Daten integriert sein. Letztlich kamen wir zum Schluss, dass unsere Messresultate mit dieser Apparatur nicht wirk- lich vertrauenswürdig sind, was somit auch unsere nachfolgenden Resultate etwas relativiert. Wir denken zwar, dass eine akkurate Messung mittels zwei Einlässen über ein einzelnes TEOM, möglich ist, dafür aber noch einiges mehr Zeit investiert werden müsste, um das Ge- rät für diesen Zweck richtig einzustellen. Auch das Bestimmen des linearen Fits bei der Be- rechnung der Regression müsste noch genauer untersucht werden. 3 ANALYSE DER MESSWERTE 3.1 VERGLEICH HVS UND TEOM 3.1.1 Einstieg High Volume Sampler (HVS) sowie TEOM messen beide PM10. Die Methode mit welcher gemessen wird ist jedoch bei beiden Geräten unterschiedlich (siehe Erklärungen HVS und TEOM). Zudem liefert der HVS Tagesmittelwerte und der TEOM 5-Minutenwerte. Um zu se- hen, ob die simultane Messung des TEOM vertrauenswürdig ist und mit der standardisierten und routinemässig durchgeführten Methode, dem HVS, übereinstimmt, wurde ein Korrelati- onstest durchgeführt und die verschiedenen Werte miteinander verglichen. 3.1.2 Methode Beim HVS wurde während dreier Messperioden Daten gesammelt. Eine einzelne Periode dauerte etwa eine Woche. Die erste Periode startete am 13.03.2011 und endete am 20.03.2011, die zweite fand vom 23.04.2011 bis zu 30.03.2011 statt und die Letzte vom 02.05.2011 bis 08.05.2011. Bei den Messungen des HVS wurde die Standardabweichung des Messverfahrens errech- net. Da für die meisten Filter lediglich zweimal das Gewicht der Einwaage gemessen wurde, kann der Mittelwert der absoluten Abweichungen dieser zwei Messungen als eine gute Ab- schätzung für die Standartabweichung betrachtet werden. Zudem ist zu erwähnen, dass bei Messungen ab dem 25.03.2011 die Standardabweichung massiv reduziert werden konnte. Dies wurde erreicht, indem die Filter über längere Zeit auf der Waage lagen, so dass sich das Gewicht einpendeln konnte. So ergibt sich für die Zeit vor dem 25.03.2011, eine Stan- dardabweichung von 7.80 µg/m3 und danach eine Abweichung von 3.40 µg/m3. Der Stan- dardfehler konnte also durch die verbesserte Gewichtsmessung praktisch halbiert werden. Um aus den 5 Minuten Mittelwerten des TEOM einen 24h Mittelwert für die Messperiode des HVS zu erhalten, wurden zuerst alle 5 Minuten Werte, bei welchen das PM1/PM10 Verhält- nis keinen Sinn machte heraus gefiltert. Nach der Filterung waren somit nur noch Werte vor- handen, bei welchen das Verhältnis PM1/PM10 zwischen 0 und 1 lag und welche zudem keine negativen PM1 und PM10 Werte aufwiesen. Danach wurde aus den 5 Minutenwerten Tagesmittelwerte gebildet. Dieses Verfahren wurde auch für die Tagesgänge des TEOM angewendet. Anschliessend wurde mit einem Korrelationstest nach Pearson und dem zeitlichen Verlauf der Messreihen, die Übereinstimmung beider Messverfahren überprüft. Der Pearson Test hat
nur bei normalverteilten Variablen Gültigkeit. Bei den Messwerten welche hier vorliegen,
kann von einer Normalverteilung ausgegangen werden.
3.1.3 Resultat
Beim Vergleich der beiden Messverfahren konnte eine Korrelation festgestellt werden. Es
scheint keinen grossen systematischen Fehler bei einem der Messverfahren zu geben, da
kein Messverfahren ständig zu hohe oder zu niedrige Werte lieferte. Das beide Verfahren
ähnliche systematische Fehler aufweisen, ist zwar möglich, wird aber ausgeschlossen.
Beim Test nach Pearson hat die 2. Messperiode die beste Korrelation und ist mit 0.883 auf
dem Niveau von 0.01 signifikant. Dies mag daran liegen, dass in der 2. Messperiode die
Feinstaubwerte stetig abnehmen und nicht starken Schwankungen unterliegen.
Der Verlauf über die Messperioden ist in Abbildung6 dargestellt, dabei sind die TEOM
Messwerte blau und die HVS rot dargestellt.
Vergleich HVS mit TEOM
41 1.Messperiode 2.Messperiode 3.Messperiode TEOM PM10
36 HVS PM10
31
[ug/m3]
26
21
16
11
6
1
29.-30.03
02.-03.05
13.-14.03.
14.-15.03.
15.-16.03.
16.-17.03.
17.-18.03.
18.-19.03.
19.-20.03.
23.-24.03.
24.-25.03.
25.-26.03.
26.-27.03.
27.-28.03.
28.-29.03.
03.-04.05.
04.-05.05.
05.-06.05.
06.-07.05
07.-08.05
30.-31-03
Datum
Abbildung 6: Vergleich der Messwerte des HVS und TEOM über die drei Messperioden.
Beim Vergleich der Übereinstimmung über die gesamte Messperiode erhält man beim Korre-
lationstest nach Pearson eine Korrelation welche auf dem Niveau von 0.01 signifikant ist
(Tabelle 1). Es kann somit davon ausgegangen werden, dass die beiden Messinstrumente
gleiche Werte liefern.
Tabelle 1: Die Korrelation des HVS mit dem TEOM nach Pearson
Korrelationen
HVS TEOM
HVS Korrelation nach Pearson 1 .666**
Signifikanz (2-seitig) .001
N 21 21
TEOM Korrelation nach Pearson .666** 1
Signifikanz (2-seitig) .001
N 21 21
**. Die Korrelation ist auf dem Niveau von 0,01 (2-seitig) signifikant.3.2 FILTERSCHWÄRZUNG BEI FILTERN DES HVS 3.2.1 Idee Neben den quantitativen Informationen zur Feinstaubbelastung, wollten wir auch eine Infor- mation über die chemische Zusammensetzung erhalten. Die chemischen Analysen des Feinstaubs sind jedoch meist sehr aufwendig. Daher hatten wir die Idee, die Schwärzung der Filter zu untersuchen, wobei wir uns auf das Paper „Quantification of Elemental Carbon by Digital Imaging― (Cheng et al., 2011) gestützt haben. Die grundlegende Hypothese lautet dabei, dass die Filterschwärzung positiv mit dem Gehalt an elementarem Kohlenstoff (EC) korreliert. Vereinfacht gesagt soll also gelten: „Je Schwärzer der Filter, desto mehr elementa- rer Kohlenstoff befindet sich auf dem Filter―. Im Gegensatz zu Cheng et al., (2005) haben wir aber keine quantitative Informationen generiert, da wir in erster Linie zu wenige Filter haben um eine sinnvolle Kalibration durchzuführen. Unser Ziel war es daher den Verlauf der Schwärzung über die Zeit mit dem Verlauf der Feinstaubbelastung zu vergleichen und quali- tative Aussagen über den Gehalt an elementarem Kohlenstoff zu machen und auch den Ver- lauf der beiden Werte über eine Zeitspanne zu interpretieren. 3.2.2 Messreihen Für die PM10 Analyse haben wir zwei Messreihen untersucht: vom 14. März bis zum 31. März 2011 und vom 2. Mai bis zum 8. Mai 2011. Das Ziel war es Unterschiede zwischen den beiden Messreihen in der Schwärzung der Filter zu detektieren. Wenn im mittleren Frühling (also die zweite Messreihe vom 2. bis zum 8. Mai) die Intensität der Sonneneinstrahlung zu- nimmt, erwarteten wir eine Zunahme an sekundären organischen Verbindungen und somit eine Abnahme der relativen Filterschwärzung, da diese Verbindungen weniger durch ihre Schwärzung charakterisiert sind. 3.2.3 Methoden und Resultate Die Filter haben wir mit einem üblichen Büroscanner in ein .tif-Format gescannt und in MAT- LAB eingelesen. Als erstes haben wir die Grauwertskalierung invertiert, da das .tif-Format ein additives Farbmodell ist, und somit der Farbwert (0,0,0) schwarz und der Farbwert (255,255,255) weiss darstellt, was für unsere Anwendung gegen die Intuition ist. Darauf ha- ben wir für alle drei Farbkanäle den Mittelwert der Matrixwerte bestimmt und darauf den Mit- telwert über diese drei Mittelwerte berechnet. Diesen Wert definieren wir als die Schwärzung des Filters. Abbildungen 7 und 8 zeigen die Filterschwärzung und Massenkonzentration in μg/m3 der beiden Messreihen im zeitlichen Verlauf. Abbildung 7: Zeitlicher Verlauf der Filterschwärzung und PM10 Konzentration während der ersten Messreihe.
Abbildung 8: Zeitlicher Verlauf der Filterschwärzung und PM10 Konzentration während der zweiten Messreihe. Der Verlauf der Schwärzung korreliert relativ gut mit der Massenkonzentration des Feinstau- bes. Obwohl wir nur eine qualitative Beurteilung machen könne, erkennt man, dass die bei- den Kurven sehr ähnlich verlaufen. Daraus schliessen wir, dass der Anteil an elementarem Kohlenstoff am Feinstaub relativ konstant ist und einen bedeutenden Teil ausmacht. Das Ziel der zweiten Messreihe war es eine Abweichung dieses Anteils zu erkennen. In die- ser ersten Mai Woche war die Intensität der Sonneneinstrahlung hoch. Daher erstellten wir die Hypothese, dass eine Abnahme der Schwärzung, da aufgrund der Photochemie und der troposphärischen Ozonbildung, der Anteil an sekundären organischen Verbindungen zu- nimmt. Diese sekundären Verbindungen werden vom Scanner nicht als Schwarzwerte detek- tiert. Diese Abnahme der Schwärzung können wir gut nachweisen: Der Spitzenwert der zwei- ten Messreihe liegt knapp über 100, während in der ersten Messreihe der Spitzenwert bei rund 135 liegt und mehrere Messtage eine Schwärzung von über 100 aufweisen. Der Mittelwert der Massenkonzentration der ersten Messreihe beträgt 20.0 μg/m3und derje- nige der zweiten 20.5 μg/m3. Insofern gehen wir davon aus, dass die Feinstaubbelastungen ähnlich sind. Da die Schwärzung aber abgenommen hat, muss auch der Anteil an elementa- rem Kohlenstoff abgenommen haben. Diese Resultate sind sehr qualitativ. Durch das Bestimmen der Filterschwärzung konnten wir unsere Grundhypothese einigermassen beweisen, respektive zeigen die Indizien in die rich- tige Richtung. Sinnvoll wäre es eine längere Messreihe zu machen, die Schwärzung zu kalib- rieren und schliesslich quantitativ den Anteil an elementarem Kohlenstoff zu bestimmen. Ei- ne weitere Möglichkeit wäre es mit einem ASD Spektrometer die genaue chemische Zu- sammensetzung und auch deren Konzentration zu bestimmen. Ein Spektrometer, welcher für diese Messung verwendet werden könnte, befindet sich zum Beispiel am Geographi- schen Institut der Universität Zürich. Aufgrund des Abgabetermins dieser Arbeit und der Ver- fügbarkeit dieses Spektrometers konnten wir diese Messung leider nicht mehr durchführen.
3.3 VERHÄLTNIS PM10/PM1
3.3.1 Vergleich PM10 mit Verhältnis PM1/PM10
Wie bereits angetönt, kann eine Änderung im Verhältnis PM1/PM10 eine grosse Rolle für die
Gesundheit spielen. Ist das Verhältnis nahe bei 1, hat es praktisch nur Feinstaub kleiner 1
µm in der Luft. Die Messungen welche durchgeführt wurden haben gezeigt, dass das Ver-
hältnis im Zeitverlauf stark variieren kann und nicht den gleichen Verlauf wie die PM10 Kon-
zentration in der Luft zeigt. In Abbildung 9 ist dies grafisch dargestellt. Dabei wurden die Da-
ten des TEOM verwendet und wiederum so gefiltert, dass lediglich Werte mit einem plausib-
len PM1/PM10 Verhältnis verwendet wurden. Zudem ist zu beachten, dass ein 10 µm Teil-
chen etwa 1000 Mal schwerer als ein 1 µm Teilchen ist. Das bedeutet, dass bei einer Erhö-
hung des Verhältnisses von PM1/PM10 die Teilchenzahl überproportional ansteigt. So ist
beispielsweise am 20.04.2011 die PM10 Konzentration stark erhöht, die höchste Teilchen-
dichte jedoch ist erst am 22.04.2011 erreicht, wo die PM10 Konzentration bereits um gut ein
Drittel gesunken ist.
Vergleich PM10 mit Verhältnis PM1/PM10
1
41 0.9
36 0.8
Verhältnis PM1/PM10
31 0.7
PM10 [ug/m3]
0.6
26
0.5
21
0.4
16
0.3
11 0.2
6 0.1
1 0
07.04.11
05.03.11
08.03.11
11.03.11
14.03.11
17.03.11
20.03.11
23.03.11
26.03.11
29.03.11
01.04.11
04.04.11
10.04.11
13.04.11
16.04.11
19.04.11
22.04.11
25.04.11
28.04.11
01.05.11
04.05.11
07.05.11
10.05.11
PM10
Datum Verhältnis
PM1/PM10
Abbildung 9: Vergleich der Tagesmittelwerde des Verlaufs der PM10 Konzentration mit dem Verhältnis von
PM1/PM10 über die gesamte Messperiode.
3.3.2 Erklärung der Variation PM1/PM10
Das Verhältnis von PM1/PM10 hat sich im Mittel über die ganze Messperiode bei 0.4 einge-
pendelt. In der Literatur findet man gemittelte Werte welche von 0.2 bis 0.5 gehen. Dies
könnte ein Anzeichen dafür sein, dass das Verhältnis je nach Standort stark unterschiedlich
sein kann. Darauf wird hier aber nicht weiter eingegangen.
In Abbildung10 ist die Häufigkeitsverteilung des Verhältnisses dargestellt. Auf der rechten
Seite sind die Stundenmittelwerte verwendet worden, auf der linken Seite die Tagesmittel-
werte. Es zeigt sich, dass beim Verhältnis ziemlich gut von einer Normalverteilung ausge-
gangen werden kann. Bei den Tagesmittelwerten zeigt sich zudem, dass es ziemlich un-
wahrscheinlich ist ein PM1/PM10 Verhältnis von über 0.7 zu erhalten. Viel wahrscheinlicher
ist es eine Luft vorzufinden, welcher die PM10 Massenkonzentration in der Luft grösser ist
als diejenige von PM1.Abbildung 10: Häufigkeitsverteilungen des Verhältnisses PM1/PM10. Auf der linken Seite diejenigen der
Tagesmittelwerte. Auf der rechten Seite die der Stundenmittelwerte.
Um zu beurteilen warum und wann diese Variationen im Verhältnis auftreten standen der
Gruppe Daten folgender erklärender Variablen zur Verfügung: Ozon, Schwefeldioxid, Koh-
lenstoffmonoxid, Stickoxide, Windrichtung, Windgeschwindigkeit, Temperatur, Feuchte und
Globalstrahlung. Die Daten wurden an derselben Stelle wie der Feinstaub gemessen und
wurden von der Gruppe „Gasphase― aufbereitet.
Bei Verwendung der Stundenmittelwerte konnte keine Korrelation zwischen erklärenden Va-
riablen und Verhältnis gefunden werden. Dies könnte daran liegen, dass die Beeinflussung
einer erklärenden Variabel auf das Verhältnis nur langsam geschieht oder dass durch den
kurzen Zeitabschnitt die lokalen Differenzen zu stark auf die Daten einwirken.
Beim Betrachten der Tagesmittelwerte konnte eine positive Korrelation bei Ozon, der Glo-
balstrahlung und der Temperatur beobachtet werden. Eine negative Korrelation ergab sich
bei den Stickoxiden und der Feuchte. In Tabelle 2 findet man die Zahlenwerte der Korrelatio-
nen nach Pearson.
Die Ergebnisse bestätigen die Vermutung, dass vom Wind verfrachtete anthropogene Quel-
len als Ursache für die Variation des Verhältnisses PM1/PM10 ausgeschlossen werden kön-
nen. Anthropogene Quellen können vielleicht lokal zu einer Änderung des Verhältnisses bei-
tragen durch Verfrachtung wird die Luft jedoch so durchmischt, dass der Einfluss nicht mehr
messbar ist.
Tabelle 2: Korrelationen des Verhältnisses PM1/PM10 mit O3, NO, NO2, Globalstrahlung, Feuchte und Aussen-
temperatur. Die höchste Korrelation findet man beim Ozon.
Korrelationen
Verhält-
nis Glo-
PM1/PM balstrah- Feuc T aus-
10 O3 NO NO2 lung hte sen
Korrelation nach .427*
Pearson 1 * -.211 -.290* .345* -.361* .300*
Signifikanz (2-
Verhältnis seitig) .002 .141 .041 .014 .010 .034
PM1/PM10 N 68 50 50 50 50 50 50
**. Die Korrelation ist auf d dem Niveau von 0,01 (2-seitig) signifikant.
*. Die Korrelation ist auf dem Niveau von 0,01 (2-seitig) signifikant.Sie können auch lesen
