Messverfahren im Berliner Luftgütemessnetz

Das diskontinuierliche Verfahren zur Partikelmassenkonzentration ist die gemäß EU-Recht vorgeschriebene Referenzmethode und wird in der Norm DIN EN 12341:2023 beschrieben. Das Messprinzip besteht in der Ermittlung der Partikelgesamtmasse in der Probenluft durch Auswaage im Labor, nachdem diese 24 Stunden durch einen Filter geleitet wurde.

Dazu wird die Probenluft zunächst über einen größenselektiven Filterkopf angesaugt (1). Im Filterkopf befinden sich mehrere Düsen (2), welche die Luft zunächst nach unten leiten. Dort angekommen muss der Luftstrom seinen Impuls ändern, um in die höher gelegene weiterführende Rohrleitung zu gelangen, die den Volumenstrom weiter zum Probensammler leitet. Diese starke Richtungsänderung führt dazu, dass nur Partikel bis zu einer maximalen Größe dem Luftstrom folgen können. Gröbere Partikel reagieren zu träge und bleiben an der Prallplatte (3) haften, womit sie nicht Teil der gemessenen Partikelmasse werden. Der Zweck dahinter ist es, allein die relevanten Partikel PM₁₀ beziehungsweise PM₂,₅ auf dem Filter zu sammeln. Die innere Geometrie des Filterkopfes, insbesondere der Düsen, ist daher für die zu messende Fraktion (PM₂,₅ oder PM₁₀) unterschiedlich.

Die bestaubten Filter werden automatisch nach 24 Stunden von der Filterkassette (4), in der die Beprobung stattfindet, in ein Magazin (5) transportiert, wo sie bis zum Transport ins Labor gelagert werden. Mit einem neuen Filter aus einem Magazin mit unbeprobten Filtern (6) wird die Messung fortgesetzt. Die beprobten Filter werden im Labor ausgewogen. Da sie zuvor im Labor bereits unbeprobt gewogen wurde, kann aus der Massendifferenz vor und nach der Sammlung die Gesamtstaubmasse ermittelt werden. Zusammen mit dem zugehörigen Luftvolumen kann dann die Staubkonzentration als Tagesmittelwert berechnet werden.

Zur kontinuierlichen Bestimmung der Partikelkonzentration in der Luft sind im Luftgütemessnetz Berlin automatische Messsysteme im Einsatz, die sich das Prinzip der Streulichtmessung an Einzelpartikeln zu Nutze machen. Da dieses Messprinzip nicht dem durch EU-Recht vorgegebenen Referenzverfahren entspricht, muss für die kontinuierliche Partikelmessung regelmäßig ein entsprechender Äquivalenznachweis geführt werden.

Probenluft (1) wird durch ein eigenes Probenahmerohr angesaugt und durch eine Messkammer geleitet. Ein Laser (2) erzeugt in Kombination mit einer Beleuchtungsoptik (3) ein schmales Laserband in der Messkammer und die Probenluft wird aerodynamisch in den Brennpunkt des Laserbandes fokussiert (4). Durchquert ein Partikel den Laserstrahl entsteht durch Reflektion an seiner Oberfläche Streulicht. Das entstehende Streulicht wird über eine Weitbereichsoptik (6) zu einer Empfängerdiode (7) gelenkt. Jedes elektrische Signal der Diode wird gezählt und nach einer entsprechenden Verstärkung klassiert. Die Berechnung der Staubmassenfraktionen erfolgt auf Grundlage der gemessenen Partikelanzahlgrößenverteilung.

Gemäß EU-Vorgaben ist die Referenzmethode zur Messung der Konzentration von Stickstoffdioxid (NO₂) und Stickstoffoxiden (NOₓ) das Chemilumineszenzverfahren, das in der Norm DIN EN 14211:2012 beschrieben wird. Das Verfahren beruht auf der Messung des Lichts, das bei der Reaktion von Stickstoffmonoxid (NO) mit Ozon (O₃) entsteht.

Das Probengas (1) wird in zwei Ströme aufgeteilt: Von einem Teilstrom wird die Stickoxidkonzentration gemessen nachdem das enthaltene NO₂ mit Hilfe eines Konverters (2) zu Stickstoffmonoxid (NO) reduziert wurde. Der andere Strom wird nicht weiter behandelt, um für diesen die direkte Bestimmung der NO-Konzentration vorzunehmen. Ein dritter Teilstrom wird nicht aus der Probenluft, sondern aus der Abluft generiert, nachdem diese durch einen Deozonisator (3) geleitet wurde. Dieser dient als Referenzgas. Die Leitungen der drei Gasströme werden mit Hilfe eines Magnetventils (4) alle 0,5 Sekunden umgeschaltet und in die Reaktionskammer (5) geleitet.

In einem davon unabhängigen Vorgang wird Außenluft (1) durch einen Ozonierer (6) geleitet, in dem das für die Reaktion benötigte Ozon generiert wird. Dieses wird ebenfalls in die Reaktionskammer geleitet. In der Reaktionskammer reagiert das im Probengas enthaltene NO und das Ozon miteinander zu NO₂, das sich teilweise in angeregtem Zustand befindet, also eine höhere Energie als der stabile Grundzustand aufweist. Geht das angeregte NO₂ in den Grundzustand über, kommt es zu Lichtemissionen. Das Licht wird durch einen optischen Filter (7) geleitet und mit Hilfe eines Photodetektors (8) detektiert.

Die Konzentrationen von NO und NOₓ ergeben sich aus dem Signal der Photodiode, das proportional zur Konzentration der Gase NOₓ und NO ist. Die NO₂-Konzentration wird aus der Differenz der NOₓ- und der NO-Konzentration berechnet.

Grundlagen der Untersuchungen mittels Passivsammler sind hinsichtlich Probenahme, Messung, Kalibrierung und Auswertung die Norm DIN EN 16339:2013. Das photometrische Basis-Verfahren (Saltzmann) wird zudem in der VDI-Richtlinie 2453 Blatt beschrieben. Das Verfahren beruht auf der Absorption des in der Luft vorhandenen Stickstoffdioxids in einem Sammler und der anschließenden photometrischen Analyse im Labor. Aufgrund der kleinen Ausmaße und kompakten Bauweise der Passivsammler können diese auch an Standorten eingesetzt werden, die für herkömmliche Probenahmegeräte nur schwer zugänglich sind.

Der Passivsammler besteht aus einem 7,5 cm langen Plexiglasröhrchen (1) mit einem Außendurchmesser von 15 mm und einem Innendurchmesser von 9 mm. Zu jedem Röhrchen gehören zwei Stopfen für beide offenen Enden. Ein Stopfen (2) hat ein ausgestanztes Loch, das von einem Quarzfaserfilter (3) zur Strömungsberuhigung bedeckt ist. Dies ist notwendig, um turbulenzbedingte Messwertverfälschungen zu minimieren. Der zweite Stopfen enthält drei mit Triethanolamin und Aceton beschichtete Edelstahldrahtnetze (4) mit einer Maschenweite von 0,4 mm.

Zum Schutz vor Wettereinflüssen (Regen, Sonneneinstrahlung etc.) erfolgt die Exposition der Passivsammler unter einer Schutzhaube (5). Innerhalb dieser werden die Röhrchen in eine Scheibe mit entsprechenden Aufnahmeschlitzen (6) eingehängt. Die Probenluft (7) strömt ohne Ansaugung (passiv) durch den Stopfen, wobei das enthaltene NO₂ von den beschichteten Drahtnetzen (4) absorbiert wird.

Für die Summe der Stickstoffdioxide (NOₓ) gibt es eigene Passivsammler, die jedoch sehr ähnlich aufgebaut sind. Der Unterschied besteht in einem zusätzlich eingelegten schwefelsauer konditionierten Quarzfilter (8) hinter den Drahtgittern, an dem sämtliches Stickstoffmonoxid (NO) zu Stickstoffdioxid (NO₂) oxidiert wird.

Nach einer Exposition von ca. zwei Wochen werden die Passivsammler in das Labor zurückgebracht und dort analysiert. Zur Analyse werden die drei Drahtnetze eines jeden Passivsammlers in ein Reagenzglas gegeben und mit einem definierten Volumen an Kombinationsreagenz benetzt. Nach mehrmaligem Umschütteln wird die sich rosa- bis rotfärbende Lösung nach etwa 20 Minuten in eine Küvette gegossen und gegen Wasser bei 535 nm photometriert. Diese Messung der Intensität der Färbung über die Lichtabschwächung ist ein Maß für die Masse an NO₂.

Die Referenzmethode für die Messung der Ozonkonzentration in der Luft ist gemäß EU-Verordnung das in der Norm DIN EN 14625:2012 beschriebene Messprinzip der Ultraviolett-Absorption. Hier wird sich die Eigenschaft von Ozon zu Nutze gemacht, Ultraviolettstrahlung bzw. Ultraviolettlicht (UV-Licht) bei einer Wellenlänge von 253,7 nm zu absorbieren.

Die angesaugte Probenluft (1) wird zunächst in zwei Teilströme aufgeteilt. In einem Teil wird mittels eines Deozonisators (2), in welchem das Ozon an beheizter Silberwolle zu Silberoxid reagiert, sämtlicher Ozongehalt eliminiert. Dieser dient als Referenzgas. Der andere Teilstrom bleibt ohne weitere Behandlung und ist die eigentliche Probenluft. Ein Magnetventil (3) leitet nun immer abwechselnd Referenzgas und unbehandelte Probenluft in die Messkammer (4). Diese wird von einem per Quecksilberdampflampe (5) erzeugtem UV-Licht durchstrahlt. Nachdem das Licht einen optischen Filter (6) passiert hat, trifft es auf einen Photodetektor (7). Dieser misst die jeweilige Lichtintensität, die sich mit und ohne Absorption durch Ozon einstellt. Die Differenz der beiden Signale ist proportional zum Ozongehalt der Probenluft, die mit Hilfe des Lambert-Beer‘schen Gesetzes berechnet wird.

Das EU-Recht schreibt für die Bestimmung der Kohlenmonoxidkonzentration in der Luft das in der Norm DIN EN 14626:2012 beschriebene Verfahren der Infrarot-Photometrie vor. Die Methode beruht auf dem Prinzip der Absorption von Infrarotstrahlung durch CO-Moleküle bei einer Wellenlänge von 4,7 µm.

Die angesaugte Probenluft (1) wird zunächst in zwei Teilströme aufgeteilt. Der eine Teil wird über einen CO-Wäscher (2) geleitet, wo sämtliches CO zu CO₂ aufoxidiert wird. Dieser Teilstrom dient als Referenzgas. Der zweite Teilstrom wird nicht weiter behandelt und ist die eigentliche Probenluft. Ein Magnetventil (3) leitet anschließend jeweils abwechselnd Referenz- und Probengas in die Messkammer (4), die von einem Infrarotlicht (5) durchstrahlt wird. Das Infrarotlicht passiert einen optischen Filter (6), der nur Licht mit einer Wellenlänge hindurch lässt, welche die Kohlenmonoxidmoleküle aufnehmen können. Je nach CO-Gehalt in der Probenluft ändert sich die vom Photodetektor (7) gemessene Lichtintensität. Beim Messdurchlauf mit CO-befreitem Referenzgas findet keine Absorption der Infrarotstrahlung statt. Die Differenz der beiden Signale ist proportional zum Kohlenmonoxidgehalt der Probenluft, die mit Hilfe des Lambert-Beer‘schen Gesetzes berechnet wird.

Derzeit gibt es weder eine durch EU- noch durch Bundesrecht vorgeschriebene Referenzmethode zur Messung der Rußkonzentration in der Luft. Im Berliner Luftgütemessnetz werden für die automatische Bestimmung Absorptionsphotometer vom Typ AE33 eingesetzt, die die Abschwächung eines Lichtsignals durch die auf einem Filter gesammelten Rußpartikel messen.

Die Probenluft (1) wird an zwei parallelen Punkten durch ein Filtermaterial (2) geleitet. Diese Spots werden durch einen unterschiedlichen Volumenstrom definiert, weshalb Beladungseffekte kompensiert werden können. Das Filtermaterial fängt dabei die in der Luft enthaltenen Partikel ein. So entsteht an beiden Punkten jeweils ein Ablagerungsbereich (3), an dem die Partikelkonzentration stetig zunimmt.

Eine Lichtquelle (4) erzeugt einen Lichtstrahl, der durch das Filtermaterial hindurch geleitet wird. Die absorbierenden, dunklen Partikel schwächen dabei das Licht ab (während helle Partikel streuen). Die Zunahme der Abschwächung von einer Messung zur nächsten ist proportional zur Zunahme der Dichte des optisch absorbierenden Materials auf dem Filter, was wiederum proportional zur Konzentration der Partikel im Probenluftstrom ist. Jeweils ein Sensor misst die Lichtintensität in einem Bereich ohne Ablagerung (Nullsignal) (5) sowie bei der Durchstrahlung der Ablagerungsbereiche (6). Der Unterschied dieser beiden Signalstärken bildet dann die Grundlage für die Konzentrationsbestimmung.

Das Filtermaterial ist ein aufgerolltes Fieberglas-/PTFE-Band. Wenn die Dichte im Ablagerungsbereich einen voreingestellten Grenzwert erreicht der einer Sättigung entspricht, bewegt sich das Band zu einem unbeprobten Bereich weiter und die Messungen werden fortgesetzt.

Die Referenzmethode für die Messung der der Konzentration von elementarem (EC) und organischem Kohlenstoff (OC) in der Luft ist gemäß EU-Verordnung das in der Norm DIN EN 16909 beschriebene diskontinuierliche Messprinzip per Sammlung von Partikeln auf einem Quarzfaserfilter und der anschließenden Analyse im Labor gemäß dem EUSAAR2-Protokoll mit optischer Korrektur per Transmission. Das im Berliner Luftgütemessnetz angewendete Verfahren beruht auf der Sammlung mit RUBIS-Geräten (Ruß- und Benzol-Immissionssammler) und weicht durch die optische Korrektur per Reflexion geringfügig vom Referenzverfahren ab.

Bei den RUBIS-Geräten handelt es sich um miniaturisierte Probenahmegeräte zur kombinierten Erfassung der Luftschadstoffe Ruß und Benzol. Aufgrund der kleinen Ausmaße und kompakten Bauweise der Messgeräte können diese auch an Standorten eingesetzt werden, die für herkömmliche Probenahmegeräte nur schwer zugänglich sind.

Zur EC-/OC-Messung wird die Probenluft zunächst mit einer Pumpe über einen größenselektiven Filterkopf (1) angesaugt, der alle Partikel > 10 µm abscheidet. Das zugrundeliegende Prinzip entspricht dem unter „Partikel diskontinuierlich“ beschriebenen. Alle Partikel

Das diskontinuierliche Verfahren zur Ermittlung der Benzol-Konzentration mit RUBIS-Geräten (Ruß- und Benzol-Immissionssammler) beruht auf der Sammlung in einem Aktivkohleröhrchen und der anschließenden gaschormatographischen Analyse im Labor. Das Messverfahren entspricht nicht dem nach EU-Recht vorgeschriebene Referenzverfahren. Da aufgrund der dauerhaft geringen Benzol-Konzentrationen in Berlin eine Messung gesetzlich nicht mehr vorgeschrieben ist, ist diese Methode zulässig.

Über eine Pumpe (1) erfolgt die aktive Ansaugung der Probenluft (2), wobei die Luft zunächst durch einen größenselektiven Filterkopf und einen Quarzfaserfilter geleitet wird (siehe „Ruß (EC / OC) diskontinuierlich“). Zur Benzol-Konzentrationsmessung wird die Probenluft schließlich durch ein Röhrchen mit Aktivkohle geleitet (3), wobei die in der Luft enthaltenen organischen Schadstoffe von der Aktivkohle gebunden werden. Die Probenahmedauer beträgt zwei Wochen.

Nach Ablauf der Probenahmezeit erfolgt die Konzentrationsbestimmung im Labor mittels Gaschromatographie. Zunächst wird das gesammelte Benzol mit einem Lösemittel (Kohlenstoffdisulfid) von der Aktivkohle gelöst (Desorption). Die so gewonnene Probe wird in den Gaschromatografen eingebracht (4), in welchem sie von einem Säulenofen (5) kontrolliert erhitzt wird, während Sie durch ein Trägergas (6) über eine Trennsäule (7) transportiert wird. Durch diesen Prozess wird die Probe entsprechend der jeweiligen spezifischen Eigenschaften in die verschiedenen Bestandteile aufgetrennt. Über den Splitter (8) wird dabei nur ein definierter Teil der Probe auf die Trennsäule gegeben, während der restliche Anteil verworfen wird. Am Ende der Trennsäule erfasst ein Detektor (9) das Benzol, wobei aus der gemessenen Signalstärke unter Berücksichtigung des beprobten Luftvolumens die Benzolkonzentration in der Außenluft berechnet wird.