Stand von Wissenschaft, Forschung und Technik zu siedlungshygienischen As-

pekten der Abfallentsorgung und -verwertung (Hrsg.: Th. Eikmann, R. und R.

Hofmann). Schriftenreihe Kommission Reinhaltung der Luft im VDI und DIN,

Band 30, 1999, 245-320.

Erfassung von luftgetragenen kultivierbaren Mikro-

organismen aus Kompostierungsanlagen - Emission und Immission -

R. Hofmann, E.-M. Beck, R. Böhm, G. Danneberg, S. Gerbl-Rieger, E. Göttlich, A. Koch,

M. Kühner, V. Kummer, K. Liebl, W. Martens, T. Missel, A. Neef, U. Palmgren, R. Rabe,

B. Schilling, F. Tilkes, P. Wieser

Zusammenfassung Mit dem vorliegenden Statuspapier werden ein aktuelles Bild und eine Bewertung der derzeit

verfügbaren Verfahren und Konzepte zur Sammlung und zum Nachweis von luftgetragenen

kultivierbaren Mikroorganismen direkt an Emissionsquellen in Kompostierungsanlagen und in

deren Umgebungsbereich gegeben. Betrachtet werden die am häufigsten eingesetzten

”klassischen” Verfahren, mit denen über den Zwischenschritt der Kultivierung vermehrungs-

fähige Mikroorganismen in der Luft nachgewiesen werden können. Es werden die theoreti-

schen und praktischen Anforderungen an die Verfahren erörtert, und es werden Ergebnisse

und Erfahrungen aus neueren Untersuchungen vorgestellt.

Determination of airborne culturable microorganisms from composting plants

- point source and dispersed emissions - Summary The statement presented here gives an overview and assessment of the procedures and

concepts currently used for the collection and determination of airborne, culturable microor-

ganisms at sources of emission within composting plants and in their near vicinity. The paper

focuses on ”classical” methods, which involve cultivation as an intermediate step for the de-

termination of viable, airborne microorganisms. The theoretical and practical requirements on

such methods are discussed. Results and experiences from recent investigations are de-

scribed.

1

1 Einleitung

Durch Bioaerosole, zu denen luftgetragene Mikroorganismen sowie deren Bestandteile, Ab-

bau- und Stoffwechselprodukte gehören, können Belästigungen, gesundheitliche Beeinträch-

tigungen und Erkrankungen ausgelöst werden. Im wesentlichen werden bisher Schimmelpil-

ze und Bakterien, darunter thermophile Aktinomyzeten, als Komponenten der Emissionen

aus Kompostierungsanlagen berücksichtigt.

Es gibt bis heute keine Bewertungsmaßstäbe für die Wirkung von Bioaerosolen auf den

Menschen, mit denen Emissionen aus Abfallbehandlungsanlagen beurteilt werden können.

So sind gesundheitsrelevante Wirkungen der Inhalation von Bioaerosolen derzeit nur an-

satzweise bekannt. Tatsache ist jedoch, daß es immer wieder zu Beschwerden durch An-

wohner von vorhandenen und geplanten Kompostierungsanlagen kommt. Weiter stehen ne-

ben dem Zusammenhang zwischen Geruchsbelästigungen und mikrobiellen Emissionen

bzw. Immissionen zunehmend auch Fragen nach allergenen, toxigenen und infektiösen Risi-

ken durch Bioaerosole im Mittelpunkt der Diskussion. Daher besteht Bedarf, diese mikrobiel-

len Emissionen und Immissionen mittels geeigneter Meßverfahren gezielt zu erfassen und zu

bewerten.

Bisher vorliegende Untersuchungen zeigen eine beträchtliche Variabilität der jeweils ermittel-

ten Konzentrationswerte an luftgetragenen Mikroorganismen. Dies hängt u.a. damit zusam-

men, daß verschiedene Meßstrategien und -methoden angewandt werden. Außerdem wer-

den die Meßergebnisse in sehr starkem Maße von äußeren Bedingungen beeinflußt. Hierzu

zählen insbesondere die Betriebsweise und die Art von Emissionsquellen in einer Anlage,

sowie bei Außenluftmessungen die meteorologischen Bedingungen und die topographischen

Verhältnisse in der Umgebung einer Anlage.

Für die Aussagekraft und Vergleichbarkeit der Meßergebnisse ist es erforderlich, daß die

Meßbedingungen möglichst weitgehend standardisiert werden. Die Erfassung von Bioaero-

solen erfolgt i.d.R. mit aktiven Probenahmesystemen (Luftkeimsammler) und anschließender

Aufarbeitung und Auswertung der Proben im Labor. Die in Deutschland gebräuchlichen Me-

thoden beruhen fast ausschließlich auf dem Nachweis kultivierbarer Mikroorganismen. Dies

bedeutet für die Praxis, daß die Meßergebnisse abhängig sind von dem zu bestimmenden

mikrobiologischen Parameter und in hohem Maße von den dazugehörenden Einflußfaktoren

wie beispielsweise dem Kulturmedium, der Kultivierungstemperatur, der Kultivierungsdauer

usw. Dies muß bei der Ergebnisinterpretation berücksichtigt werden.

2

Mit dem vorliegenden Statuspapier soll ein Überblick über den aktuellen Stand der verfügba-

ren Methoden zur Erfassung mikrobieller Luftverunreinigungen aus Kompostierungsanlagen

gegeben werden.

2 Verfahren zur Probenahme, Aufarbeitung und zum Nachweis von luftgetragenen Mikroorganismen

2.1 Vorbemerkung Der Einfluß eines Bioaerosol-Emittenten auf seine Umgebung unterliegt starken zeitlichen

und räumlichen Schwankungen. Wichtig für die Meßplanung sind Kenntnisse über die lokal-

klimatischen Standortgegebenheiten und über die meteorologische Ausbreitungssituation.

So wird die Ausbreitung z.B. entscheidend von der Topographie des Standortes und der

Standortumgebung bestimmt. Die genannten Randbedingungen sind bei der Festlegung von

Zeit, Dauer und Anzahl der Probenahmen, Lage und Auswahl der Probenahmeorte etc. so

weit wie möglich zu berücksichtigen.

Die Bestimmung der Konzentration luftgetragener Mikroorganismen (über die Anzahl kolo-

niebildender Einheiten, KBE, pro Kubikmeter Luft) beginnt in der Regel mit der Abscheidung

der im Luftvolumen suspendierten Aerosolpartikel. Dabei wird während der Expositionszeit

des Luftkeimsammlers ein bekanntes Luftvolumen über das Einlaßsystem angesaugt und

dem Partikelabscheidesystem zur Trennung zwischen Trägergas und Partikelphase zuge-

führt. Die Partikelabscheidung erfolgt i.d.R. auf definierten Oberflächen oder in Flüssigkeiten

durch physikalische Prozesse. Das Produkt aus Erfassungsgrad des Einlaßsystems und

Abscheidegrad des Abscheidesystems bestimmt damit die von der Partikelgröße abhängige

physikalische Sammeleffizienz des Luftkeimsammlers.

Während die Fähigkeit von Mikroorganismen, in oder auf einem Nährmedium zu wachsen

und Kolonien zu bilden, keinen Einfluß auf die physikalische Sammeleffizienz hat, ist der

Umkehrschluß, der Abscheideprozeß habe keinen Einfluß auf die Fähigkeit zur Koloniebil-

dung, ohne genaue Überprüfung nicht gestattet. So können beispielsweise bei vielen Orga-

nismengruppen mechanische Einwirkungen beim Aufprall der Zellen auf ein Abscheidemedi-

um das Aufbrechen von Zellaggregaten bewirken, was wiederum die Ergebnisse der nach-

geschalteten mikrobiologischen Nachweisverfahren beeinflußt. Auch die Bildung von neuen

Aggregaten ist bei hohen Bioaerosolkonzentrationen möglich. Zudem können chemische

Wechselwirkungen mit Trägergaskomponenten bzw. Austrocknung bereits abgeschiedener

3

Mikroorganismen durch die fortlaufend angesaugte Luft sowie chemische und physikalische

Vorgänge in Abscheideflüssigkeiten das Meßgut verändern. Somit ist es bei der Beurteilung

von Luftkeimsammlern zweckmäßig, zwischen physikalischen und biologischen Sammeleffi-

zienzen zu unterscheiden. Die biologische Sammeleffizienz ein und desselben Sammlers

kann für verschiedene Mikroorganismenarten sehr unterschiedlich sein. In ihren physikali-

schen Funktionsprinzipien verstandene, in der Luftstaubmessung übliche Partikelsammel-

systeme [1, 2] erweisen sich bei der Konzentrationsbestimmung von luftgetragenen Mikroor-

ganismen oft als problematisch und werfen die Frage nach geeigneten Prüfaerosolen mit

vergleichbaren Eigenschaften wie natürlich vorkommende Bioaerosole auf. Künstlich erzeug-

te Bioaerosole können in der Regel nicht die komplexen Verhältnisse natürlich vorkommen-

der Bioaerosole widerspiegeln. Zur Verdeutlichung dieser Aussage zeigt Abbildung 1 raster-

elektronenmikroskopische Aufnahmen von Keimaggregaten und Bioaerosolpartikeln mit teil-

weise sehr heterogener Zusammensetzung, wie sie in der unmittelbaren Umgebung eines

Kompostwerkes vergleichsweise häufig auftreten. Bei Keimaggregaten üben äußere Zellen

gegebenenfalls Schutzfunktionen aus, die die Überlebenschancen innerer Zellen erhöhen.

Selbst die Einzelkomponenten komplexer Bioaerosolpartikel können, wie man sieht, erhebli-

che unterschiede in Größe, Form und Dichte und damit in den aerodynamischen Eigenschaf-

ten aufweisen, die in Einzellfällen zu Meßfehlern führen.

4

Abb 1: Rasterelektronenmikroskopische Aufnahme von luftgetragenen Keimagglomeraten und komplex zusammengesetzten Bioaerosolen aus einer Kompostierungs-Anlage (Aufnah-me Dr. G. Alber) 2.2 Luftkeimsammler und physikalische Grundlagen der Luft-

keimmessung Das Einlaßsystem stellt die unmittelbare Verbindung zwischen dem Untersuchungsgegens-

tand, dem Bioaerosol, und dem Luftkeimsammler dar, seine technische Auslegung ist von

zentraler Bedeutung für die Richtigkeit der Meßergebnisse. So kann beispielsweise über die

Gestaltung des Einlaßsystems erreicht werden, daß ”Riesenpartikel” wie Flüssigkeitstropfen

und Grobstaub von der Probenahme ausgeschlossen werden, oder daß nur solche Partikel-

größenklassen erfaßt werden, denen eine besondere Bedeutung zukommt. Typische Bei-

spiele sind die Beschränkung auf die einatembare Partikelfraktion, durch die Verwendung

von Einlaßsystemen mit definierten ”cut-off”-Durchmessern (z.B. PM 10 Kopf) [3, 4].

5

Bei der Auslegung von Einlaßsystemen für die windrichtungsunabhängige Erfassung von

luftgetragenen Mikroorganismen werden vertikale und rotationssymmetrische Ausführungen

mit horizontaler Ausrichtung des nachgeschalteten Partikelabscheiders bevorzugt. Hierbei

wirkt es sich nachteilig aus, daß die Probenluft bei horizontaler Anströmung (Windfeld) in das

Einlaßsystem hinein umgelenkt werden muß. Es können Entmischungen von Partikelfraktio-

nen sowie Ablagerungen an Bauteilen des Einlaßsystems und auch des Abscheidesystems

(Wandeffekte) auftreten, was zu Verfälschungen der Meßergebnisse führt. Es ist grundsätz-

lich dafür Sorge zu tragen, daß bei der Probenahme das erfaßte Luftvolumen hinreichend

genau und repräsentativ bestimmt wird. Verfälschungen der Partikelkonzentration, die durch

Veränderungen des Bewegungszustandes der Partikel beim Ansaugen der Luft entstehen,

müssen so weit wie möglich vermieden werden. Es muß außerdem darauf hingewiesen wer-

den, daß Messungen in der Außenluft eine isokinetische Probenahme i.d.R. nicht ermögli-

chen (Turbulenzgrad der Luft, Windstille).

Bezeichnet Ee den Erfassungsgrad des Einlaßsystems, Ea den Abscheidegrad des Partike-

labscheidesystems und Eb die biologische Sammeleffizienz, so gilt für die Sammeleffizienz

des Gesamtsystems Eg, d.h. für das Verhältnis der ermittelten zur ”wahren” Bioaerosolkon-

zentration:

Eg = Ee * Ea * Eb (1)

Eventuelle Partikelverluste zwischen Einlaß- und Abscheidesystem können dabei durch ei-

nen Transmissionsfaktor berücksichtigt werden.

Bei der kritischen Beurteilung von Luftkeimsammlern ist es zweckmäßig, die im Grunde un-

abhängigen Größen Ee, Ea und Eb getrennt zu betrachten. Luftkeimsammler mit relativ guter

Abscheidung müssen z.B. nicht zwangsläufig vergleichbar gute Eigenschaften in Bezug auf

das Einlaßsystem besitzen. Bei Verbesserung vorhandener und Entwicklung neuer Geräte

ist eine Optimierung aller drei Faktoren anzustreben. Die Größen Ee und Ea, die zusammen

die physikalische Sammeleffizienz bestimmen, können in Anlehnung an die allgemeine Ae-

rosolmeßtechnik mit Hilfe von Standardaerosolen bekannter Größe, Dichte und Form (z.B.

Polystyrol-Latex) hinreichend genau gemessen werden. Entsprechende Daten liegen für

zahlreiche Bioaerosolsammler vor. Ergebnisse von Modellrechnungen der Einlaßcharakte-

ristik gängiger Luftkeimsammler (z.B. Andersen-Impaktor, AGI 30 Impinger) wurden in jüngs-

ter Zeit von Grinshpun et al. [5] publiziert. Abb. 2 zeigt ein Ergebnis von Modellrechnungen,

die derzeit im Fachgebiet Lebensmittelverfahrenstechnik der Universität Hohenheim (Prof.

Dr. V. Kottke) durchgeführt werden.

6

Abb 2: Bahnen von 20 µm großen kugelförmigen Partikeln bei senkrechter Absaugung aus einem horizontalen Windfeld (Windgeschwindigkeit: 1 ms -1) durch ein vertikales Rohr mit Normdüse (Durchmesser: 34 mm, Geschwindigkeit im Rohr: 2 ms -1) Über ein senkrecht nach oben gerichtetes, mit einer Normdüse abgeschlossenes Einlaß-

system (Rohrinnendurchmesser: 34 mm, Strömungsgeschwindigkeit im Ansaugrohr: 2 ms-1,

Volumenstrom: 1,67*10-3 m3s-1) werden aus einem horizontalen Windfeld kugelförmige, 20

µm große Partikel der Dichte 1000 kg m-3 angesaugt. Dargestellt sind Bahnen dieser Teil-

chen im Längsschnitt durch das Ansaugrohr. Man beachte die inhomogene Partikelverteilung

im Ansaugrohr mit gegebenenfalls nachteiligen Auswirkungen auf ein Abscheidesystem

(Schwebstofffilter).

Abb. 3 zeigt den Einfluß der Partikelgröße auf den Erfassungsgrad des Einlaßsystems bei

zwei unterschiedlichen Windgeschwindigkeiten. Bei 10 ms-1 gelangen nur noch ca. 10% der

7

20 µm-Partikel in das Einlaßsystem, bei 1 ms-1 Windgeschwindigkeit werden ca. 100% er-

faßt.

+

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,00E-06 1,00E-05 1,00E-04

Partikeldurchmesser dp [m]

Ee

uWind=10m/suWind=1m/s

Abb 3: Abhängigkeit des Erfassungsgrads Ee des Einlaßsystems (Abb. 2) von der Partikel-größe dp für zwei Windgeschwindigkeiten (1 ms-1 bzw. 10 ms-1) Im Gegensatz zur physikalischen ist die Überprüfung der biologischen Sammeleffizienz nur

mit Einschränkungen und abhängig von der Keimart, dem physiologischen Zustand der

nachzuweisenden Mikroorganismen, dem gewählten Abscheide- und dem mikrobiologischen

bzw. molekularbiologischen Nachweisverfahren möglich. Übersichtsartikel [6, 7] geben hier-

zu unter Benutzung umfangreicher Literatur den neueren Stand des Wissens wieder. Ein

mehrfach erfolgreich eingesetztes Testsystem für Luftkeimsammler wurde u.a. von Thomp-

son et al. [8] vorgeschlagen.

Die vorstehend genannten Literaturdaten machen erneut deutlich, daß Luftkeimsammler

entsprechend ihrem Prinzip, ihrer Zweckbestimmung und ihrer Bauart jeweils Vor- und

Nachteile bzw. Stärken und Schwächen besitzen, die sie in der Verwendung für einige aero-

biologische Fragestellungen als geeignet, für andere hingegen als ungeeignet erscheinen

lassen. Dennoch wurden in der Vergangenheit unterschiedlich geeignete Sammler häufig in

vergleichbaren Fragestellungen verwendet, mit dem Resultat, daß publizierte Daten für Kon-

zentrationen an luftgetragenen Mikroorganismen an vergleichbaren Standorten und unter

vergleichbaren Bedingungen zum Teil um mehr als zwei Zehnerpotenzen differieren [9, 10,

11]. Eine Reihe von Untersuchungen wurden unter paralleler Verwendung mehrerer ver-

schiedener Luftkeimsammler durchgeführt [7, 12], zum Teil, um mit diesen Versuchsanstel-

8

lungen eine gemeinsame Bezugsbasis zum Datenvergleich zu ermöglichen. Aber auch die

Ergebnisse dieser Studien sind unter dem Aspekt des Sammlervergleichs uneinheitlich und

zum Teil widersprüchlich. Das mag daran liegen, daß nicht nur die Unterschiede der Sam-

melprinzipien und die jeweiligen Bauartbesonderheiten der verwendeten Sammler sondern

auch die anderen Rahmenbedingungen solcher Vergleichsuntersuchungen wie Meßparame-

ter, Meßstandort, Meßstrategie, Probenaufbereitung etc. die jeweiligen Ergebnisse erheblich

beeinflussen können (s.u.). In vielen Fällen wurden wichtige solcher potentiell meßwert-

beeinflussenden Rahmenbedingungen in der Versuchsbeschreibung nicht mit angegeben,

so daß eine vergleichende Bewertung oft nur unter Vorbehalten oder überhaupt nicht erfol-

gen kann [13].

2.2.1 Partikelsammlung

Zur Sammlung luftgetragener Mikroorganismen wurde eine Vielzahl von verschiedenen Ge-

räten entwickelt und beschrieben [14, 15, 16, 17]. Die dabei zur Partikelabscheidung führen-

den Kräfte hängen in unterschiedlicher Weise von den Partikeleigenschaften (Größe, Dichte,

Form, elektrische Ladung und Oberflächenbeschaffenheit) ab, aber auch vom Strömungsfeld

des Trägergases. Man unterscheidet die gängigen Abscheideprinzipien

- Sedimentation (richtiger: trockene Deposition!).

- Impaktion

- Impingement

- Abscheidung der Partikel in rotierenden Strömungsfeldern (Zyklon)

- Filtration

Die charakteristische Relaxationszeit τ beschreibt ganz allgemein die Anpassung eines luft-

getragenen Partikels an veränderte Strömungsbedingungen des Trägergases. Für ein kugel-

förmiges Partikel vom Durchmesser dp, der Dichte ρp im Trägergas der Viskosität η gilt:

τρ

η= p p cd c2

18 (2)

cc bezeichnet die Cunningham-Millikan Korrektur, die erst im Größenbereich submikroskopi-

scher Partikel (dp< 1 µm) nennenswert von 1 abweicht.

Beispielhafte Werte für τ sind in Tabelle 1 [18] zusammengestellt. Es wird deutlich, daß mit

zunehmender Partikelgröße der korrespondierende τ-Wert erheblich ansteigt.

9

Tab. 1: τ-Werte für kugelförmige Partikel der Dichte ρp = 1000 kg m-3 in Luft der Temperatur 20° C

dp (µm) 0,05 0,1 0,5 1,0 5,0 10,0 50,0

τ (s) 4*10-8 9,2*10-8 1*10-6 3,6*10-6 7,9*10-5 3,1*10-4 7,7*10-3

Mit Gleichung (2) erhält man für (t >> τ) die Sedimentationsgeschwindigkeit vs:

vs = g τ (3)

(g: Erdbeschleunigung)

Die ”Stopping Distance” sp, d.h. die Länge des ”Bremsweges”, den ein Partikel der Anfangs-

geschwindigkeit vp in ruhender Luft benötigt, bis es quasi zur Ruhe kommt, ist durch die Be-

ziehung:

sp = vp τ (4)

gegeben. Dividiert man sp durch eine das Strömungsfeld charakterisierende Länge L, so er-

hält man die dimensionslose Stokes-Zahl (Stk), die das Verhalten von gasgetragenen Parti-

keln im Strömungsfeld beschreibt:

Stkd c v

Lp p c p=

ρ

η

2

18 (5)

Als charakteristische Längen L werden bei Impingern und Impaktoren der Düsendurchmes-

ser bzw. die Breite der Schlitzdüse, bei Zyklonen der Krümmungsradius des Strömungsfel-

des gewählt.

2.2.2 Sedimentation (trockene Deposition) Bei der trockenen Deposition handelt es sich um ein passives Sammelverfahren. Der Nach-

weis luftgetragener Mikroorganismen durch das Aufstellen von offenen Agarplatten, die für

eine definierte Zeit gegenüber der Luft exponiert werden, ist eine seit langem bekannte Me-

thode. Auf derartig exponierte Nährböden sedimentieren Keime und/oder keimtragende Par-

tikel. Bei einer Bebrütung können die sedimentierten Partikel dann als Kolonien nachgewie-

sen werden. Die Methode ist z.B. für die Routineüberwachung in Reinräumen eingeführt [19].

Der Vorteil dieser passiven Methode liegt vor allem im geringen Aufwand. Es ist keinerlei

Gerät dafür erforderlich. Der notwendige Bedarf, sowohl an Material wie auch an Arbeits-

kraft, ist sehr gering. Die Durchführung ist denkbar einfach, da lediglich der Deckel der Petri-

10

schale für eine definierte Zeit geöffnet werden muß. Die Abscheidung ist sehr schonend, da

die Keime bei der Abscheidung mit vergleichsweise geringer Geschwindigkeit direkt auf den

Nährboden mit optimalen Wachstumsbedingungen gelangen und während der Abscheidung

die Keime keinem extremen Streß wie hoher Beschleunigung oder Austrocknung ausgesetzt

sind (geringer Sammelstreß). Da nach der eigentlichen Probenahme keine weitere Aufarbei-

tung nötig ist, gibt es auch hier keine potentiell zusätzlichen (s.u.) Fehlerquellen. Die beauf-

schlagten Agarplatten können direkt bebrütet und ausgezählt werden.

Bei der trockenen Deposition werden luftgetragene Partikel durch turbulente Diffusion an die

unmittelbar oberhalb der exponierten Agarplatte ausgebildete Grenzschicht transportiert, die

dann von submikroskopisch kleinen Partikeln durch molekulare Diffusion und von größeren

Partikeln vornehmlich durch Sedimentation, aber auch, wenn die ”stopping-distance” (siehe

Gl. (4)) größer als die Dicke der Grenzschicht ist, durch Impaktion durchdrungen wird. Da der

Diffusionskoeffizient (D = cckT / 3πηdp; k = Boltzmannkonstante; T = absolute Temperatur)

mit wachsender Partikelgröße im Quadrat abnimmt und die Sedimentationsgeschwindigkeit

(siehe Gl. (3)) mit zunehmender Partikelgröße zunimmt, wird im Größenbereich zwischen ca.

0,1 µm < dp < 1 µm ein Minimum der Depositionsgeschwindigkeit erwartet. Die im Zusam-

menhang mit der trockenen Deposition in der Literatur genannte ”Interception” beschreibt die

Abscheidung von Partikeln durch direkte Berührung eines Strömungshindernisses, wenn die

Partikelbahn zu nahe an diesem vorbei führt.

Einfache Modellvorstellungen [20] gehen davon aus, daß für die Zahl der pro Zeit- und Flä-

cheneinheit auf der Agaroberfläche eintreffenden Partikel (Partikelflußdichte der Keimsorte i:

Ji) die einfache Beziehung gilt:

Ji = vdi ci (6)

In Gleichung (6) bedeuten: der Modellparameter vdi die Depositionsgeschwindigkeit der

Keimsorte i; ci die Konzentration der Keimsorte i im Luftvolumen direkt oberhalb der A-

garplatte. Nur bei Kenntnis der von Partikelgröße, Partikelform, Partikeldichte und der Mikro-

turbulenz über der Agarplatte abhängigen Depositionsgeschwindigkeit können aus der Parti-

kelflußdichte Rückschlüsse auf die Konzentration gezogen werden. Im Gegensatz zu Versu-

chen mit definierten Aerosolen (Aerosolkammer, Windtunnel) ist dies unter Praxisbedingun-

gen nicht realisierbar, so daß die Methode keine auf ein definiertes Luftvolumen bezogene

quantitative Aussage ermöglicht. Weiterhin wird die trockene Deposition häufig als wenig

verläßlich angesehen, wenngleich für Schimmelpilze gute Korrelationen zwischen den Er-

gebnissen mit ”Sedimentationsplatten” und den Resultaten mit einem Andersen-Sammler

beschrieben wurden [21, 22]. Da größere Teilchen schneller sedimentieren als kleinere,

11

kommt es bei Einsatz von ”Sedimentationsplatten” zu einer Überrepräsentation von größeren

Partikeln. Somit sollte diese Methode nach der heute in der Literatur vorherrschenden Mei-

nung [23, 24] allenfalls für grob orientierende Vergleichsuntersuchungen und für rein qualita-

tive Fragestellungen herangezogen werden.

Ungeachtet der genannten Einschränkungen stellt die trockene Deposition einen wirksamen

Ausscheidungsmechanismus (Partikelsenke) für luftgetragene Bioaerosole dar.

2.2.3 Impaktion In Impaktoren werden Aerosolpartikel in einem senkrecht auf die Abscheideplatte gerichteten

Düsenstrahl beschleunigt. Unmittelbar oberhalb der Abscheideplatte wird der beschleunigte

Luftstrom im Sammler zur starken Richtungsänderung gezwungen, dem nur die aerodyna-

misch kleinen Partikel folgen können, ”größere Partikel” können aufgrund ihrer Massenträg-

heit den stark gekrümmten Stromlinien der dort ausgebildeten Staupunktströmung jedoch

nicht mehr folgen. Sie treffen, wenn ihre ”stopping distance” größer ist als der Abstand zur

Prallplatte, auf deren Oberfläche auf.

Führt der Aufprall des Partikels auf die Abscheideoberfläche zur Vernichtung der kinetischen

Restenergie (unelastischer Stoß) und werden dabei entsprechende Haftkräfte wirksam, so

kommt es zur Partikelabscheidung. Quasielastisch mit der Oberfläche zusammenstoßende

Partikel mit relativ großer kinetischer Restenergie führen zu Partikelverlusten (”bounce -off”)

und Fehlabscheidungen, die bei falsch ausgelegten Impaktoren erhebliche Fehlerquellen

darstellen.

Innerhalb der Vielzahl bekannter Luftkeimsammler fällt der größte Anteil eindeutig auf die

Impaktoren. Eine Reihe von ihnen sind in Detail bei LACEY und VENETTE [25] beschrieben.

Die Impaktion kann z.B. auf oberflächenbehandelten Objektträgern erfolgen, die anschlie-

ßend, lichtmikroskopisch ausgewertet, Informationen über die Totalmenge der abgeschiede-

nen Mikroorganismen liefern. Bei den meisten Impaktoren, die zum Nachweis des Anteils

kultivierbarer Mikroorganismen verwendet werden, besteht die Abscheideoberfläche aus

einem mikrobiologischen Nähragar, auf den die keimtragenden Partikel abgeschieden wer-

den. Durch Auszählung der gewachsenen Kolonien nach Bebrütung der Schalen erfolgt un-

ter Einberechnung des beprobten Luftvolumens die Bildung des Meßwertes. Dieser gibt die

Anzahl der nachgewiesenen keimfähigen Partikeln wieder (direkte Methode).

12

Abb 4: Abscheidegrad Ea eines idealen (Stufenfunktion) und realen (sigmoide Abscheidecha-rakteristik) Impaktors als Funktion von Stk . Bei einem Abscheidegrad von 0,5 (50%) erhält man für Stk0 5, einen Wert von ca. 4,5.

Abb. 4 zeigt die Abhängigkeit des Abscheidegrades Ea einer Impaktorstufe von Stk , wenn

in Gleichung (5) als charakteristische Länge (L) der Düsendurchmesser gewählt wird. Anstel-

le einer Stufenfunktion (idealer Impaktor) erhält man in der Regel eine sigmoide Trenncha-

rakteristik (z.B. [26]), die bei Ea = 0,5 einen 50 % cut-off-Wert Stk o,5 definiert, der in Abb. 4

bei etwa 0,45 liegt. Aus Stk o,5 kann nach Gleichung (5) der 50 % cut-off Durchmesser dp0,5

näherungsweise berechnet werden. Partikel dieser Größe werden demnach, wenn man

”bounce-off” und Fehlabscheidungen außer Betracht läßt, zu 50 % in der betrachteten Im-

paktorstufe abgeschieden und zu 50 % durchgelassen. Einen Wert für die Partikelgeschwin-

digkeit vp erhält man, wenn man den Volumenstrom Q durch die Düsenfläche FD teilt. Ge-

nauere Betrachtungen der Abscheideeigenschaften von Impaktoren zeigen, daß Stk o,5 in

bestimmten Grenzen relativ unabhängig von der Düsenströmung ist. Die Abhängigkeit von

Stk o,5 vom Verhältnis S/L (S: Abstand zwischen Abscheidefläche und Düse, L: Düsen-

durchmesser) ist für Werte zwischen 0,13 und 5 experimentell nachgewiesen z.B. [1]. Letzte-

res ist insbesondere zu berücksichtigen, wenn bei Luftkeimsammlern die Partikelabschei-

13

dung direkt auf Agaroberflächen erfolgt und beim Einfüllen des Agars unterschiedliche Pegel

eingestellt werden.

Wird bei gleichem Durchsatz der Düsendurchmesser eines Impaktors verkleinert, so erhöht

sich die Strömungsgeschwindigkeit des Aerosols und dies bedeutet einen kleineren cut-off-

Durchmesser dp0,5. Damit besteht die Möglichkeit zum Bau von mehrstufigen Kaskadenim-

paktoren, die Informationen über die Partikelgrößenverteilung des Bioaerosols liefern. Unter

dem Aspekt potentieller Lungengängigkeit des Bioaerosols sind solche Informationen von

großer Bedeutung. Zur Auslegung von Rund- und Schlitzdüsenimpaktoren wurden z.B. von

MARPLE und WILLEKE [27] Nomogramme berechnet und veröffentlicht.

Für den praktischen Gebrauch von Impaktoren ist anzumerken: Wurde ein Impaktor mit

Standardpartikeln (ρp, dp, cc) unter Standardbedingungen (η, vp) geeicht, so kann unter Be-

nutzung von Gleichung (5) für anderes Partikelmaterial (ρ’p, d’p, c’c) und andere Betriebsbe-

dingungen (η’, v’p) ein transformierter aerodynamischer Partikeldurchmeseer d’p berechnet

werden. Es gilt:

d dv cv cp p

p p c

p p c

,,

, , ,=ρ η

ρ η (7)

Wegen fehlender Kenntnisse der für die Abscheidung relevanten Partikeleigenschaften hat

man sich bei der aerodynamischen Größenbestimmung von Bioaerosolen auf Äquivalent-

durchmesser zu beschränken, die sich auf das zur Eichung des Impaktors benutzte Stan-

dardpartikelmaterial, z.B. Polystyrol-Latex beziehen. So versteht man z.B. unter dem aero-

dynamischen Äquivalentdurchmesser eines Bioaerosol-Partikels den Durchmesser einer

Kugel (Dichte 1000 kg/m³) mit gleicher Sedimentationsgeschwindigkeit.

Besondere Vorteile von Impaktoren, die mit Nähragarplatten oder -streifen arbeiten, liegen in

ihrer meist relativ einfachen Handhabbarkeit und Bedienungsfreundlichkeit. Einige dieser

Geräte können unabhängig vom Stromnetz betrieben werden und erlauben Probenahmen an

nahezu allen Standorten. Da die Abscheidung der Partikeln auf feuchten Oberflächen erfolgt,

ist abgesehen vom Aufprall selbst eine Schädigung der abgeschiedenen Mikroorganismen

durch Austrocknung (Sammelstreß) bei fortgesetzter Sammlung gering, so daß auch die

Sammlung empfindlicher, vegetativer Bakterien möglich ist.

Erst bei länger andauernden Probenahmezeiten kommt es durch den permanenten Luft-

strom zu einer Abtrocknung der Agaroberfläche, die den Abscheidegrad der Bioaerosole

vermindert (”bounce -off”- bzw. "rebounce"-Effekt). Impaktoren eignen sich demnach nicht für

Langzeitmessungen, auch wenn Zusätze zu den verwendeten Nähragar (z.B. Glycerin) be-

schrieben sind bzw. rotierende Agarschalen in Schlitzsammlern eingesetzt werden, die die-

14

sen Austrocknungseffekten entgegenwirken sollen. Bei längeren Probenahmen kommt es

zudem, in Abhängigkeit von der Konzentration der Bioaerosole in der beprobten Luft leicht zu

Überbelegungen der Agaroberfläche, die auch mit Hilfe der Statistik (Wahrscheinlichkeit der

Mehrfachbelegung) nicht mehr korrigiert werden können.

Im Gegensatz zu Impinger- und Filterproben kann bei einer Impaktorprobe, bei der direkt auf

Nähragar abgeschieden wird, je nach Art des gewählten Agars nur ein einziger Meßparame-

ter erhoben werden. Auch können Mikroorganismen, die in luftgetragenem Zustand zum

großen Teil solitär bzw. in der Größenklasse kleiner Partikel vorliegen (z.B. Aktinomyceten-

oder Schimmelpilzsporen), die unterste, die Gesamtabscheidung limitierende Impaktorstufe

(bei einstufigen Geräten das Gesamtsystem) passieren und fehlen damit bei der Analyse.

Im Folgenden werden einige Geräte, die nach dem Impaktionsprinzip arbeiten, vorgestellt:

Sechs-stufiger Andersen-Kaskaden-Impaktor

Dieser Sammler ist, neben dem AGI 30, das bisher weltweit am häufigsten verwendete Gerät

zum Nachweis luftgetragener Mikroorganismen, wurde 1963 auf einem internationalen Aero-

biologen-Symposium, neben dem AGI 30, als Referenzsammler für Luftkeimmessungen vor-

geschlagen [28].

Im sechsstufigen Andersen-Kaskaden-Impaktor sind sechs Petrischalen mit Nähragar über-

einander angeordnet. Oberhalb jeder Schale befindet sich eine Siebplatte mit jeweils 400

Lochdüsen, durch welche die angesaugte Luft strömt, nacheinander alle Stufen passierend.

Der Düsendurchmesser nimmt von Impaktorstufe zu Impaktorstufe (d.h. von oben nach un-

ten) ab, dementsprechend steigt, bei gleichem Luftdurchsatz, die Strömungsgeschwindigkeit

der Trägerluft von Impaktorstufe zu Impaktorstufe, d.h. auf der oberen Stufe werden z.B.

Partikel mit einem Latexäquivalentdurchmesser > 7,0µm, auf der 6. Impaktorstufe Partikel

mit Latexäquivalentdurchmessern zwischen 0,65 und 1,1µm abgeschieden. Dieser Sammler

erlaubt eine Beurteilung des Bioaerosols hinsichtlich seiner Zusammensetzung bezüglich der

Partikelgrößen (siehe Tab. 1).

Tabelle 1: Partikelabscheidung des sechsstufigen Andersen-Kaskadenimpaktors

15

Stufe Düsendurch-messer (mm)

Trägerluft-geschwindigkeit (m/s)

Latexäquivalent-durchmesser der abgeschiedenen Partikel (µm)

physiologische

Retention

1 1,18 1,08 dp >7,0 Nase

2 0,91 1,80 4,7 < dp < 7,0 Pharynx

3 0,71 2,97 3,3 < dp < 4,7 Trachea, Haupt-bronchus

4 0,53 5,28 2,1 < dp < 3,3 mittlere Bronchien

5 0,34 12,78 1,1 < dp < 2,1 Bronchiolen

6 0,25 23,28 0,65 < dp < 1,1 Alveolen

Der Sammler besteht aus Aluminium (d.h.hitzesterilisierbar) und wird mit einer Vakuumpum-

pe betrieben. Zur Einhaltung der in Tab. 2 genannten Größenfraktionierung muß der Luft-

durchsatz 28,3 l/min betragen. Er wird über ein Durchflußmeßgerät eingestellt. Vor jeder

einzelnen Messung wird das Gerät mit sechs neuen, sterilem Agarschalen bestückt, die nach

der Messung direkt der Bebrütung zugeführt werden. Da die Partikelabscheidung, dem Luft-

strom folgend, idealerweise auf dem Agar immer unterhalb der Lochdüsen erfolgt, wächst bei

höheren Luftkeimkonzentrationen und bei längerer Sammelzeit die Wahrscheinlichkeit, daß

zwei oder mehr Partikel an derselben Stelle abgeschieden werden und der Meßwert auf

grund dieser Koinzidenzen unterschätzt wird. Zur Korrektur der Meßfehler durch Mehrfach-

belegung wurde eine entsprechende Korrekturtabelle entwickelt [29]. Die Ergebnisse der

einzelnen Plattenablesungen müssen anhand dieser Tabelle nach oben hin korrigiert wer-

den, um zum richtigen Meßergebnis zu gelangen.

Bei hohen Luftkeimkonzentrationen kommt es relativ rasch zu derart starken Überbelegun-

gen einzelner Platten, daß sich auch die Korrekturtabelle nicht mehr anwenden läßt, d.h.

eine quantitative Meßwertbildung nicht mehr möglich ist (Angabe in > als). In diesen Fällen

reduziert sich die Aussage der Messung darauf, in welchem Partikel-Größenklassenbereich

sich die Majorität der Mikroorganismen befunden hat, die unter den gewählten Bedingungen

(Selektivagar und Kulturbedingungen, s.u.) zum Wachstum in der Lage waren.

Ursprünglich wurde der Andersen-Sammler zur Verwendung mit Glas-Agarschalen konzi-

piert. Heutzutage dagegen wird er meist mit den handelsüblichen Kunststoff-

Einmalpetrischalen bestückt. Dadurch kommt es gegebenenfalls zu einer Meßwertverfäl-

schung, wenn durch elektrostatische Wechselwirkungen zwischen Kunstsoff und Partikel

16

deren Flugbahn beeinträchtigt wird. Nach Untersuchungen von Andersen reduzieren sich die

Keimausbeuten bei Verwendung von Kunststoffschalen um etwa 20 %.

Die Dauer einer einzelnen Messung wegen Austrocknungsgefahr der Agar-Oberfläche nicht

über fünf Minuten liegen. Der andernfalls, wie erwähnt, bestehenden Gefahr einer Austrock-

nung der Agar-Oberfläche kann durch den Zusatz von oberflächenaktiven Substanzen ent-

gegengewirkt werden,. eine anerkannte Standardrezeptur hierfür gibt es aber nicht (mehrere

Rezepturen beschrieben, i.d.R. Glycerin).

Der Erfassungsdrad Ee des Einlaßsystems des Andersen-Sammlers sinkt für 5µm-Partikel

zwischen der Windgeschwindigkeit von 0 und 0,5 ms-1 kontinuierlich von 1 auf 0,45 und für

10µm-Partikel von 1 auf 0,18 [5].

”Surface-Air-System-Sampler”, SAS [30])

Das SAS System entspricht vom Prinzip her einem einstufigen Andersen-Sammler. Das Ge-

rät besteht aus einer Lochplatte, durch die die Luft angesaugt wird. Unter der Lochplatte be-

findet sich ein Nährboden z.B. auf einer Agarplatte und unter dieser Platte ein Ventilator, der

die Luft mit einem definierten Volumenstrom von 180 l/min ansaugt. Die Lochplatte kann

wahlweise aus 219 oder 487 Runddüsen besitzen. Nach Herstellerangaben liegt der cut-off-

Durchmesser dp0,5 bei ca. 2 µm.

Die Vorteile des Gerätes selbst liegen in seiner Handlichkeit, da es netzunabhängig mit ei-

nem Akku betrieben wird. Vor der Probenahme wird lediglich die Lochplatte entfernt, eine

Agarplatte in eine Halterung eingesetzt und das Gerät dann mit der Lochplatte wieder ver-

schlossen. Es muß lediglich die Luftmenge bzw. die Probenahmezeit eingegeben werden.

Das Gerät ist auf Grund des Sammelprinzips nicht für hohe Keimkonzentrationen geeignet,

da je nach Größe der verwendeten Agarplatten nicht nennenswert über 200 Kolonien sinn-

voll auszählbar sind. Beim Gerätetyp SAS Super 90 ist das minimale Probevolumen 10 l, so

daß sich hieraus eine obere Nachweisgrenze von 20.000 KBE/m3 ergibt. Derart geringe Pro-

bevolumina bzw. Probenahmezeiten sind möglicherweise nicht mehr repräsentativ.

Ein vom Aufbau her vergleichbares Gerät wird auch von der Firma MLE, Dresden, vertrie-

ben. Dieses Gerät zeichnet sich durch den Einsatz handelsüblicher Wechselakkus aus, die

in das Gerät integriert sind.

RCS Plus (Reuter-Centrifugal-Sammler Plus)

17

Einen Impaktor völlig anderer Bauart stellt der RCS Plus dar [31]. Hier wird die Luft durch ein

in einem Hohlzylinder rotierendes Flügelrad angesaugt und in Richtung der mit einem kunst-

stoffgetragenen Agarstreifen ausgelegten Zylinderinnenwand beschleunigt, so daß es dort

zur Abscheidung luftgetragener Partikel kommt. Der RCS Plus Sammler ist ein ca. 1,5 kg

leichtes, netzunabhängig betriebenes Luftkeimsammelgerät, das nach PITTEN et al. [32] in

der Sammeleffizienz etwa dem SAS-Super 90 zu vergleichen ist. Das Gerät arbeitet mit ei-

nem festen Luftdurchsatz von 50 l/Min., wobei sich das vorgesehene Sammelvolumen in den

Stufen 5, 10, 25, 50, 100, 200, 500 und 1000 l vorwählen läßt, wobei herstellerseits eine Be-

probung von max. 1000 l Luftvolumen pro Messung vorgegeben wird - der Sammler stellt

sich nach der entsprechenden Meßzeit selbsttätig ab. Das Gerät arbeitet netzunabhängig mit

wiederaufladbaren Akku's .

Die Agarstreifen sind fertig, d.h. steril in Kunststoffhüllen eingeschweißt, im Handel erhältlich.

Die vom Hersteller gelieferten Agarstreifen sind chargengeprüft und garantieren insofern,

daß alle Anwender dieses Gerätes mit den gleichen Nährböden arbeiten und keine Beein-

flussungen der Meßresultate durch unterschiedliche Agarherstellung oder -qualität zu be-

fürchten sind. Allerdings ist die Auswahl der verfügbaren Agarsorten und damit die Palette an

Möglichkeiten zum Messen unterschiedlicher lufthygienischer Parameter begrenzt. Es lassen

sich auch unbelegte Streifen beziehen, die jeder Anwender mit einem Agar seiner Wahl be-

füllen kann.

Bei hohem Keimgehalt kann es zu einer Überbelegung von Keimen auf den Agarstreifen

kommen, so daß eine quantitative Auswertung nicht mehr möglich ist. Der Grenzbereich ist

von dem eingestellten Sammelvolumen abhängig. Bei niedrigen Sammelvolumen (10 oder

20 l) liegt die obere Nachweisgrenze bei ca. 2 x 104 KBE/m³. Ein optimales Wachstum der

isolierten Keime und eine statistische Auswertbarkeit ist im Bereich von 50-150 Keimen pro

Streifen gesichert [33], während die Obergrenze für die Zählbarkeit allein höher liegt [33]. Die

Abscheidung der KBE erfolgt konstruktionsbedingt ungleichmäßig auf den beiden Hälften

des agarbeschichteten Kunststoffstreifens. Bei sehr kurzen Sammelzeiten, d. h. sehr hohen

Keimbelastungen, können Fehler durch die Anlaufphase und die Auslaufphase des Rotors

entstehen, da Zeitintervalle mit nicht voll ausgebildeter Strömung einen relativ großen Anteil

an der Expositionszeit besitzen. Bei sehr langen Sammelzeiten sind Austrocknungs-Effekte

der Agaroberfläche zu beobachten, ähnlich wie beim sechsstufigen Andersen-Impaktor. Mit

Vergleichsmessungen von 400 Litern an frischen Streifen und zuvor mit 1000 Litern steriler

Luft im RCS-Gerät vorgetrockneten Streifen wurden vergleichbare Keimzahlen [34, 35]) er-

halten. Daraus wurde gefolgert, daß ein ca. 15 %iger Wasserverlust des Agars bei 1000

18

Litern Luft (bei 30 % rel. Luftfeuchte) noch keine Auswirkung auf die Wiederfindung der KBE

hat.

Der dp0,5-Wert des Sammlers liegt, nach den Ergebnis-Angaben entsprechender Studien [33,

36] zwischen 1,0 und 1,3 µm. Die biologische Sammeleffizienz schwankt, anhand der vor-

liegenden Daten, je nach Medium und gesammeltem Mikroorganismis zwischeni 67 und 94

%.

Die Kontrolle und die Kalibrierung der Sammelvolumina ist aufwendig. Sie erfolgt mit Hilfe

eines Anemometers und kann vom Hersteller, aber auch vom Anwender durchgeführt wer-

den. Es besteht ein Kalibrierservice für die Luftkeimsammler und die Anemometer.

Merck Air Sampler (MAS) 100

Der MAS 100 wurde auf dem Prinzip des Andersen-Kaskadenimpaktors entwickelt. Es han-

delt sich um einen einstufigen Impaktor, bei dem der Luftstrom durch eine Sieblochplatte auf

eine darunter befindliche Agarschale gelenkt wird. Die Ansauggeschwindigkeit entspricht

0,45 m/s.

Der Sammler wird stationär mit Akkus betrieben und erlaubt, da der Sammelkopf in der Ver-

tikalen schwenkbar angebracht ist, eine gezielte Ausrichtung der Ansaugrichtung, z.B. auf

eine Emissionsquelle hin. Er wird mit handelsüblichen 90 mm Agarschalen betrieben, besitzt

eine feste Luftrate von 100 l/Min. und erlaubt, ähnlich wie der RCS Plus, über ein Display

das Programmieren von 10, 20, 50, 100, 250, 500 und 1000 l Sammelvolumen und damit

von Meßzeiten von 10 Sekunden bis hin zu 10 Minuten. Auch eine Startverzögerung von bis

zu 1 h läßt sich vorprogrammieren.

Auch dieses - für indoor – Messungen entwickelte - Gerät ist auf Grund des Sammelprinzips

nicht für hohe Keimkonzentrationen geeignet, da nicht nennenswert über 200 KBE pro A-

garplatte sinnvoll auszählbar sind. Bei einem minimalen Probevolumen von 10 l ergibt sich

hieraus eine obere Nachweisgrenze von ca. 20.000 KBE/m³ Luft. Daß derart geringe Probe-

volumina bzw. Probenahmezeiten möglicherweise auch nicht mehr repräsentativ sind, wur-

de an anderer Stelle schon ausgeführt. Ansonsten stehen derzeit nicht genügend Daten zur

Verfügung, um eine Aussage hinsichtlich der Sammeleffizienz dieses Gerätes treffen zu

können.

Loreco Impaktor FH 3

19

Der FH3, gleichfalls speziell für Luftkeimmessungen entwickelt, ist ein kompaktes Kombige-

rät zur stationären Beprobung von 25 bis 1000 l Luft, das sowohl als Impaktions- als auch als

Filtrationssammler (s.u.) eingesetzt werden kann.

Im Impaktionsmodus werden die Partikel durch eine Schlitzdüse (0,9 x 28 mm) beschleunigt

und direkt auf eine rotierende Nährbodenplatte impaktiert.

Das Sammelvolumen wird vorgewählt. Einstellbar sind Luftmengen von 25 l, 50 l, 100 l 200 l,

500 l und 1000 l. Der Volumenstrom wird intern gemessen und automatisch nachreguliert.

Die Durchflußrate liegt im Impaktionsmodus konstant bei 50 l min-1, was einer Partikel-

Aufprallgeschwindigkeit von 35 m s-1 entspricht. Nach Herstellerangaben können damit auch

noch Partikel von 1 µm gesammelt werden.

Das Gerät ist einfach handhabbar, kann mit Netzstrom oder netzunabhängig mit einem Akku

betrieben werden und wiegt ca. 4 kg. Die Probenahme kann auch durch Funkfernsteuerung

gestartet werden.

Für die Impaktion werden 90 mm Petrischalen mit Nährböden in eine Klemmvorrichtung ein-

gebracht, so daß das Gerät in verschiedenen Positionen aufgestellt werden kann. Der Ab-

stand der Impaktions-Schlitzdüse zur Agar-Oberfläche ist an die Schichtdicke handelsübli-

cher Nährböden angepaßt. Der Anwender kann auch beliebige eigene Nährböden verwen-

den; er muß dabei lediglich auf einheitliche Schichtdicken achten.

Im Impaktionsmodus besteht bei diesem Sammler lediglich die Möglichkeit der Auswertung

durch direkte Bebrütung der beaufschlagten Platten und Erfassung als KBE. Die unteren und

oberen Nachweisgrenzen sind durch das minimale und maximale Beprobungsvolumen vor-

gegeben. Sie liegen bei ca. 1 KBE m³ bzw. bei ca. 8000 KBE m³.

Inzwischen ist zu dem FH3 ein Folgemodell entwickelt worden (FH4), das eine dreistufige

partikelgrößenklassierte Impaktion ermöglicht. Hierdurch wird die gleichzeitige Bestimmung

der einatembaren, der thorax- und der alveolengängigen Partikelfraktion entsprechend EN

481 möglich. Praxiserfahrungen liegen mit diesem Gerät jedoch noch nicht vor.

2.2.4 Virtuelle Impaktion Inhärente Probleme bei der Partikelabscheidung in Impaktoren wie das ”Aufprallen” von Par-

tikeln, ohne zu haften, bzw. die inhomogene Partikelbelegung der Abscheideoberflächen

führten zur Entwicklung von virtuellen Impaktoren [37]. Auch beim virtuellen Impaktor führt

die Massenträgheit beschleunigter Partikel zu deren Trennung nach aerodynamischen

20

Durchmessern. Anstelle einer festen wird eine ”virtuelle”, aus nahezu stagnierender Luft ge-

bildete Oberfläche benutzt [38].

Auch bei dieser Form der Impaktion wird der beschleunigte Luftstrom im Sammler zur star-

ken Richtungsänderung gezwungen, dem nur die aerodynamisch kleinen Partikel folgen

können. Die größeren hingegen folgen der ursprünglichen Flugrichtung und werden mit ei-

nem kleinen Anteil der Sammelluft, die gleichfalls in dieser Richtung abgezogen wird, vom

Hauptluftstrom abgetrennt. Der ”Aufprall” kann auch auf eine ruhende Gassäule erfolgen

oder sogar auf eine Grenzschicht, die durch eine aktiv erzeugte, der Sammelluft entgegen-

gesetzte Gasströmung gebildet wird (virtueller Gegenstrom-Impaktor). In jedem Fall resultiert

daraus, gegenüber der ursprünglichen Konzentration in der Sammelluft, eine deutliche An-

reicherung der aerodynamisch größeren Partikel in einem kleineren Gasvolumen. Der für die

Aufteilung der Partikel in zwei Größenklassen charakteristische cut-off-Durchmesser dp0,5 ist

gerätetechnisch vorgegeben, oder kann durch Variation der beiden Teilströme auf einen ge-

wünschten Sollwert eingestellt werden. Auf diese Weise läßt sich nicht nur eine Partikelan-

reicherung, sondern auch, durch eine Art ”multi stage”-Verfahren, eine getrennte Abschei-

dung verschiedener Partikelgrößenklassen in verschiedenen Gaskompartimenten erreichen.

Luftkeimsammler, die dieses Prinzip verwenden, sind entweder zur Partikelaufkonzentration

und/oder für die Sammlung bestimmter Partikelgrößenklassen konzipiert. Die eigentliche

Partikelabscheidung aus der Anreicherungs-/Separierungs-Gasphase erfolgt durch ein

nachgeschaltetes Abscheidesystem, i.d.R. durch Impingement oder Filtration. Da die Ab-

bremsung der Mikroorganismen in nahezu ruhender Luft weniger Scherkräfte verursacht als

der ”Aufprall” auf eine feste Oberfläche (Sammelstreß), bestimmt überwiegend das nachge-

schaltete System mit seinen Einflußfaktoren die Eignung des Gesamtsystems zum Nachweis

kultivierbarer, insbesondere empfindlicher vegetativer Mikroorganismen.

Die Trennleistung virtueller Impaktoren wird dadurch beeinflußt, daß mit dem Absaugen der

abgetrennten Fraktion großer Partikel ein, wenn auch geringer, Teil des Hauptstroms erfaßt

werden muß (Ausnahmen sind ruhende Gassäulen oder virtuelle Gegenstrom-Impaktoren).

Dies führt zwangsläufig zum unerwünschten Einschleppen kleinerer Partikel in das nachge-

schaltete Abscheidesystem.

2.2.5 Impingement Der Begriff Impingement (‘liquid impingement’) wird im Zusammenhang mit der Abscheidung

luftgetragener Partikeln in Flüssigkeiten gebraucht.

21

Impinger sind Impaktoren, bei welchen die aus einer Düse austretenden Partikel mit hoher

Geschwindigkeit senkrecht auf die Oberfläche einer Sammelflüssigkeit auftreffen. Die in die

Flüssigkeit eintretende Trägerluft verdrängt die Flüssigkeit und verläßt den Impinger in Form

von Gasblasen, während mitgeführte Partikeln in der Sammelflüssigkeit verbleiben. Der Ab-

scheidegrad hängt, ähnlich wie bei Impaktoren, in charakteristischer Weise von der Partikel-

größe und der Luftgeschwindigkeit ab, mit der die Partikel auf die Luft-/Wasser-Grenzschicht

auftreffen. Ist die Geschwindigkeit zu gering, so ist die Abscheidung ineffizient. Ist die Ge-

schwindigkeit zu hoch, so gewinnen Scherkräfte und Durchreißeffekte, die zum Verlust von

Sammelflüssigkeit führen, zunehmend an Bedeutung und vermindern die Keimausbeute.

Damit ist die optimale Auftreffgeschwindigkeit eine Kenngröße des jeweiligen Gerätetyps. Da

sie direkt vom Volumenstrom (m³/h) abhängig ist, ist dieser oft herstellerseits vorgeschrie-

ben. Beim Durchtritt der Luftblasen durch die Oberfläche der Sammelflüssigkeit besteht die

Möglichkeit der Bildung von Sekundäraerosol, d.h. bereits abgeschiedene Keime werden mit

der austretenden Sammelluft wieder freigesetzt. Um den Einfluß diese Effekte zu reduzieren,

werden häufig oberflächenaktive und schützende Substanzen wie Detergentien (Tween) und

Proteine der Sammelflüssigkeit zugesetzt. Besonders letztere können zu starker Schaumbil-

dung im Sammler führen, der durch weitere Zusätze entgegengewirkt werden kann. Partikel

mit hydrophilen Oberflächen (z.B. vegetative Bakterien) werden in wasserbasierenden Flüs-

sigkeiten vergleichsweise gut abgeschieden, während dies für Partikel mit mehr hydropho-

ben Oberflächen bei lipophilen Sammelflüssigkeiten zutrifft.

Mit Impingern sind imgrunde Kurz- wie auch Langzeitmessungen aller Keimarten möglich.

Selbst austrocknungsempfindliche Keimarten lassen sich quantitativ erfassen. Impinger eig-

nen sich, je nach Meßparameter (Keim bzw. Keimgruppe), zur Beprobung von Bioaerosolen

aller Konzentrationsbereiche. Sie werden verschiedentlich als Standardverfahren empfohlen,

wenngleich die Bildung von Sekundäraerosol und die Verdunstung der Sammelflüssigkeit

Probleme bereiten, die bei Neuentwicklungen (z.B. [39]) verstärkt berücksichtigt werden. Die

Entwicklung von mehrstufigen Impingern durch MAY [40] hat die Einsatzmöglichkeiten dieses

Bioaerosolsammlers wesentlich erweitert.

Das "handling" von Impingern ist vglw. arbeitsintensiv, denn vor jeder neuen Messung muß

der Sammler wieder keimfrei gemacht werden, um das Folgeergebnis nicht zu verfälschen.

Die Tatsache, daß bei Bioaerosol-"outdoor"-Fragestellungen derzeit Sporenparameter

(Schimmelpilze, Actinomyceten) im Vordergrund des Interesses stehen, mag dafür verant-

wortlich sein, daß Sammler dieses Prinzips in letzter Zeit zunehmend weniger eingesetzt

werden. Dennoch ist festzuhalten, daß gerade dieses Sammelprinzip für die Zukunft und für

eine neue Generation von Luftkeimsammlern guteVoraussetzungen zu bieten scheint. Durch

22

Impingement ist im Prinzip die Sammlung aller Arten und Gruppen von Mikroorganismen

möglich. Zudem besitzt dieses Sammelprinzip die theoretischen Voraussetzungen für eine

on line - Messung. Im Folgenden werden zwei Geräte, die nach dem Impingement-Prinzip arbeiten, vorgestellt:

All-Glass-Impinger 30 (AGI-30)

Dieser Sammler ist, neben dem 6-stufigen Andersen-Kaskaden-Impaktor, das weltweit bis-

her am häufigsten für Luftkeimmessungen verwendete Gerät und wurde ebenfalls 1963 auf

einem internationalen Aerobiologen-Symposium als Referenzsammler vorgeschlagen [28].

Er wurde und wird deshalb bei sammlervergleichenden Studien meist zur Schaffung einer

gemeinsamen Datenbezugslage als Standard mit eingesetzt.

Das etwa 25 cm große Gerät besteht aus zwei Glasteilen, die in einem Glasschliff zusam-

mengefügt werden, dem Flaschenkörper, der das Sammelmedium enthält und dem Stopfen

mit Einlaßrohr und Absaugstutzen. Über den Absaugstutzen wird die Sammelluft durch den

Sammler gezogen, sie tritt durch das Einlaßrohr in diesen ein. Das Einlaßrohr ist an seinem

Ende zu einer Kapillare verjüngt, die ca. 30 mm über dem Flaschenboden endet. Der Aero-

solstrom erfährt in der Kapillare vor seinem Eintritt in die Sammelflüssigkeit eine starke Be-

schleunigung. Der AGI-30 wird mit 50 ml Flüssigkeit befüllt und mit einem Luftdurchsatz von

12,7 l/min betrieben. Jedes Gerät wird pro Meßtag nur einmal verwendet, muß daran im An-

schluß gereinigt und für die erneute Verwendung sterilisiert werden. Davon abgesehen, ist

der Betrieb bzw. die Handhabung des Sammlers unproblematisch. Er eignet sich, wie alle

Impinger, nur zum Keimnachweis in der indirekten Methode. Bei kurzen Sammelzeiten und

geringen Luftkonzentrationen des nachzuweisenden Mikroorganismus kann der Meßbereich

leicht verfehlt werden. Bei Langzeitmessungen besteht die Gefahr, daß durch sekundäre

Aerosole, die sich durch die fortgesetzte Durchströmung mit Luft im Sammler bilden, bereits

abgeschiedene Partikel bzw. Mikroorganismen wieder ausgeblasen werden (Durchreißef-

fekt).

Spezial-Impinger nach Müller und Wieser (Sieblochplatten-Impinger)

Als Beispiel zahlreicher bei Feldepisoden und Vergleichsmessungen eingesetzter Labormus-

ter wird nachfolgend auf den Spezialimpinger nach Müller und Wieser eingegangen. Dieses

Gerät besteht aus einem Edelstahlzylinder mit einem Innendurchmesser von 100 mm und

einer Höhe von 400 mm. Die Luft wird durch ein Rohr (Innendurchmesser 20 mm), das sich

23

am Ende trichterförmig erweitert und durch eine Lochplatte nach unten abgeschlossen ist,

von oben angesaugt und durch die in die Sammelflüssigkeit geleitet. Diese Lochplatte besitzt

ca. 16.800 Bohrungen mit einem hexagonalen Lochdurchmesser von 100 µm, wodurch die

eintretende Luft fein verperlt wird. Der Abstand zwischen Lochplatte und Zylinderboden be-

trägt 30 mm. Der Sammler wird mit 1000 ml Flüssigkeit befüllt. Er wird mit einer Unterdruck-

pumpe bei einstellbarem Luftdurchsatz, üblicherweise bei 50 l/Min. betrieben.

Das Gerät hat sich, insbesondere im direkten Vergleich zum MD8, als besonders geeignet

zum Sammeln luftgetragener Bakterien (bakt. Gesamtkeimzahl) erwiesen, was auf geringe-

ren Sammelstreß durch Austrocknungseffekte zurückzuführen sein dürfte. Beim Sammeln

von Schimmelpilzsporen erwiesen sich beide Geräte als in etwa gleich, mit leichten Vorteilen

für den MD8.

Das Gerät ist vergleichsweise umständlich zu bedienen. Insbesondere bei Wiederholungs-

messungen, wenn nicht die Möglichkeit der vorherigen Autoklavierung besteht, ist vor erneu-

ter Befüllung mit steriler Sammelflüssigkeit eine Zwischendesinfektion mit anschließender,

gründlicher Spülung erforderlich. Das Gerät ist als solches nicht im Handel erhältlich, son-

dern muß speziell angefertigt werden.

2.2.6 Zyklon In Zyklonsammlern wird die eintretende Luft beschleunigt und beim Durchströmen des Gerä-

tes in eine immer enger werdende Spiralbahn gezwungen. Mitgetragene Partikel können

entsprechend ihrer Massenträgheit über kurz oder lang dieser Richtungsänderung nicht

mehr folgen und prallen auf die Innenwand des Zyklons, wo sie abgeschieden werden. Auch

dieses Sammelprinzip kann genutzt werden, um einen aerodynamischen cut-off Durchmes-

ser dp0,5 zu setzen, der die im Zyklon abgeschiedenen Partikel von den durchgelassenen

trennt.

Der Aufprall der Partikel kann auf einer trockenen Oberfläche erfolgen (z.B. für lichtmikro-

skopische Untersuchungen). Zyklone dieses Typs können auch z.B. zum Nachweis von luft-

getragenen Endotoxinen etc. [41], nicht aber zum Nachweis kultivierbarer Mikroorganismen

verwendet werden,da neben der mechanischen Belastung beim Aufprall die starke Luftströ-

mung eine kontinuierliche Austrocknung (Sammelstreß) der abgeschiedenen Keime verur-

sacht.

Die Abscheidung kann auch auf einer feuchten Oberfläche erfolgen. Üblich ist die Zumi-

schung einer Flüssigkeit [25], die durch Abscheidung auf der Innenwand des Zyklons dort

zur Bildung eines Flüssigkeitsfilms führt. Auch kann das Anheben der rel. Feuchte bis an die

24

Sättigungsgrenze dazu führen, daß Bioaerosolpartikeln entsprechend ihrem Kelvin-

Durchmesser als Kondensationskerne wirken und zu Flüssigkeitströpfchen anwachsen. Das

Größenwachstum erleichtert die Abscheidung und damit die Bildung eines Flüssigkeitsfilmes,

der, wenn er eine entsprechende Dicke aufweist, regelrecht zur Auswaschung der Bioaero-

sole führen kann. Dabei gelten die für die Abscheidung in Flüssigkeiten (Impingement) ge-

nannten Vorteile und Einschränkungen. Sammler dieser Bauart wurden insbesondere für

hohe Luftdurchsätze entwickelt und befinden sich derzeit in der Erprobung.

Neueste Untersuchungen [42] zeigen, daß Zyklone das prinzipielle Potential zur Abschei-

dung submikroskopisch kleiner Partikel besitzen. Sie erzeugen, eine entsprechende Bauart

und Betriebsweise vorausgesetzt, bei der Abscheidung einen relativ geringen Sammelstreß

und sind somit geeignet, auch empfindliche Komponenten des Bioaerosols wie vegetative

Mikroorganismen zu erfassen. Bei richtiger Auslegung besteht die Möglichkeit einer Verbin-

dung mehrerer Zyklone zu Zyklon-Kaskaden, die, ähnlich wie Impinger-Kaskaden, größense-

lektive Informationen über das Bioaerosol liefern.

2.2.7 Filtration Bei der Filtrationssammlung wird eine definierte Luftmenge durch ein Schwebstofffilter ge-

saugt, auf bzw. in welchem die Abscheidung der mitgeführten Partikel erfolgt. Dabei sind, je

nach Filtertyp, Partikelgröße sowie Filter- und Partikelmaterial Prozesse wie Diffusion, Im-

paktion, Interception und gegebenenfalls auch elektrostatische Kräfte für die Partikelab-

scheidung verantwortlich [43].

Der erste Filter-Sammler zur Erfassung von luftgetragenen Mikroorganismen wurde 1861

durch Louis Pasteur [7]) mit ”cotton plugs” verwirklicht. Heute werden zur Abscheidung von

luftgetragenen Mikroorganismen sowohl Oberflächenfilter, z.B. aus Cellulosemischestern

oder Polycarbonat, als auch Tiefenfilter, z.B. aus Gelatineschaum , eingesetzt [31, 44].

Die üblicherweise verwendeten (oder nach Standardvorschrift vorgeschriebenen) Filtermate-

rialien und -ausführungen scheiden die für Bioaerosole relevanten Größenklassen mit Wir-

kungsgraden von über 90 % ab [45].

Ein Vorteil von Filtrationssammlern liegt in der vergleichsweise großen Dynamik des Meßbe-

reichs. Bei vglw. hohen Konzentrationen an luftgetragenen Mikroorganismenbesteht die

Möglichkeit, die abgeschiedenen Bioaerosole direkt durch Fluoreszenz-Mikroskopie nachzu-

weisen [46].Auf diese Techniken wird im Rahmen der Beschreibung "Neuere Methoden zum

Nachweis und zur Identifizierung luftgetragener Mikroorganismen" (AG 3/7/04) näher einge-

gangen.

25

Die beaufschlagten Filter können auch direkt auf einen Nähragar aufgelegt und bebrütet

werden (direkte Methode nach TRBA 430, [47]. Bei hohen Konzentrationen werden die ab-

gefangenen Partikel nach der Sammlung entweder vom Filter heruntergewaschen oder die-

ses wird vollständig gelöst, so daß die Keime suspendiert und die Keimzahlen durch Anlegen

einer Verdünnungsreihe und Ausplattieren der einzelnen Stufen quantifiziert werden können

[46, 47]). Obwohl die so jeweils bestimmten Parameter - Anzahl keimfähiger Partikel bzw.

Gesamtmenge an suspendier- und kultivierbaren Mikroorganismen - nicht direkt miteinander

verglichen werden können [48], erlaubt die vorherige Auswahl der Nachweis-Methode, unter

Verwendung ses gleichen Sammlers, eine Probenahme über eine wesentlich größere Band-

breite an Mikroorganismen-Konzentrationen als z.B unter Verwendung von Impaktionsver-

fahren. Probleme mit unteren Nachweisgrenzen wie beim Impingement treten nur selten, mit

oberen wie bei der Impaktion gar nicht auf. Zudem bieten die meisten Geräte die Möglichkeit,

durch variable Einstellung des Volumenstroms den Sammlerbetrieb zusätzlich an die poten-

tielle Konzentration des zu messenden Parameters anzupassen, wobei eine Veränderung

des Volumenstroms zu einer Veränderung des Erfassungsgrades des Einlaßsystem führen

kann.

Ein weiterer Vorteil des Prinzips liegt in der einfachen Handhabbarkeit. Da jedes Filter nur

einmal für eine Messung genutzt wird, stellt sich, ähnlich wie bei der Impaktion und im Ge-

gensatz zu den Impingern, nicht das Problem der Sterilisation des Gerätes oder des Einlaß-

systems vor einer Wiederholungsmessung. Es muß lediglich die Sterilität des neuen Filters,

auf dem die Abscheidung erfolgt, gewährleistet sein. Zum Teil werden die Filter inklusive

Halterung vom Handel in sterilen Einmaleinheiten angeboten, zum Teil werden sie vor Meß-

beginn in sterile, wiederverwendbare Kassetten eingeführt, die zur Probenahme jeweils in

den Meßkopf (Einlaßsystem) eingelegt werden. Bei Beprobungen mit der direkten Methode

entfällt eine weitere Probenaufbereitung. Es gilt dann allerdings der bei der Impaktion ange-

führte Nachteil, d.h. pro Messung ist nur die Bestimmung eines einzigen Parameters mög-

lich. Bei der indirekten Bestimmung schließt sich der Messung eine arbeitsintensive Proben-

aufbereitung an, die der des Impingements entspricht.

Bei der Messung von Bioaerosolen bestimmt häufig die biologische Sammeleffizienz die

Leistungsfähigkeit des Gesamtsystems. Dies kann in besonderem Maße für Filtrationssamm-

ler gelten, denn bereits auf dem Filter abgeschiedene Partikel unterliegen im Verlauf der wei-

teren Probenahme durch den fortgesetzten Luftstrom einer Austrocknung, die empfindliche

Mikroorganismen während der Messung selbst irreversibel schädigen kann (Sammelstreß).

Hierin liegt der große Nachteil dieses Sammelprinzips, was dazu führt, daß die Filtration zum

Sammeln vegetativer luftgetragener Mikroorganismen als generell ungeeignet bezeichnet

26

wird [31]. Dieser Austrocknungseffekt ist zudem nicht konstant, sondern abhängig von der

Temperatur und der relativen Luftfeuchte zum Zeitpunkt der Messung. Während Sporen von

Bakterien und Pilzen gegenüber Austrocknung ziemlich unempfindlich sind, werden vegetati-

ve Keime dadurch mehr oder weniger, zum Teil sehr rasch inaktiviert. Länger andauernde

Probenahmen zum Bestimmen von Parametern, die größere Anteile an vegetativen Keimen

beinhalten (namentlich Bakterien), sind deshalb ohne Gefahr einer deutlichen Meßwertver-

fälschung nicht möglich.

Ein weiterer Nachteil von Filtrationssammlern liegt darin, daß Probenahmen im Bereich sehr

hoher relativer Luftfeuchten, wie sie bei Emissionsmessungen häufig anzutreffen sind, nur

für sehr kurze Sammelzeiten bzw. gar nicht durchführbar sind. Gelatinefilter beginnen sich

aufzulösen und verkleben mit dem Halterungssystem. Auf inerten Filtermaterialien konden-

siert das Wasser bis hin zu Tropfenbildung und -abfluß, so daß das Filter zugesetzt und dar-

auf abgeschiedene Partikel davon abgewaschen werden. Schwierigkeiten sind auch bei ho-

hen Konzentrationen von nicht biogenen Begleitaerosolen zu erwarten, wenn sie z.B. die

Transmission des Filters und damit den Druckabfall als Regelgröße zu stark beeinflussen.

Im Folgenden werden einige Geräte, die nach dem Filtrations-Prinzip arbeiten, vorgestellt:

27

Sartorius MD 8

Das MD8-Gerät ist ein stationärer Filtrationssammler, der sich für die Beprobung mittelgro-

ßer Luftmengen (ca. 40 l bis einige m³) eignet. Der Sammler, der im Gegensatz zu anderen

"Luftfiltrierern" speziell zur Sammlung luftgetragener Mikroorganismen entwickelt wurde, ent-

spricht seiner Anlage nach einem Staubsauger. Er besteht aus einem Hauptgerät, der ei-

gentlichen Saugeinheit, in dem sich Motor und Steuerung befinden und einem Filterhalter als

Sammelkopf mit einem Durchmesser von 80 mm. Der Filterhalter kann direkt oder über ei-

nen flexiblen Schlauch an das Gerät angeschlossen werden. Die Abscheidung von Partikeln

erfolgt auf festen Filtern (ca. 1 – 2µm Porenweite, z.B Zellulosenitrat) oder auf Gelatine-

membranen (3 µm Porenweite).

Die Durchflußrate des Sammlers kann zwischen 2,5 und 8,0 m³ Luft h-1 in 0,5 m³ h-1 Schrit-

ten vorgewählt werden. Das entspricht einem Durchsatz zwischen 42 und 133 l Luft min-1

bzw. einer Anströmgeschwindigkeit von 0,19 bis 0,60 m s-1am Sammelkopf. Die Absaug-

dauer kann zwischen 1 und 99 Minuten voreingestellt werden. Das Gerät wird netzgebunden

betrieben und wiegt 6,5 - 7 kg.

Für die Sammlung von Mikroorganismen werden am häufigsten Gelatinemembranen einge-

setzt. Diese haben den Vorteil, daß sie sowohl direkt auf Nährböden überführt werden kön-

nen als auch in Flüssigkeiten aufgelöst und damit in einer Verdünnungsreihe weiter aufberei-

tet werden können (indirekte Methode). Außerdem sollen sie laut Herstellerangaben, aus-

trocknungssensiblen Organismen einen gewissen Schutz bieten. Für die Sammlung stehen

mit Gelatinemembranen belegte Einwegfilterhalter und hitzesterilisierbare Aluminium-

Filterhalter, die zu Kassetten zusammengesteckt und so einfach transportiert werden kön-

nen, zur Verfügung. Beide Systeme sind unproblematisch in der Handhabung. Neben den

Gelatinemembranen gibt es Filter aus Cellulosenitrat, die zur Partikelzählung bei der Rein-

raumüberwachung verwendet werden.

Die Rückhalteraten werden auch für kleine Aerosolpartikel als sehr hoch angegeben. Die

Abscheideeffizienz liegt nach Herstellerangaben für Gelatinemembranen bei 100% für 0,5

µm Latex-Partikel und bei 99,99% für Bacillus subtilis var. niger (Anströmung: 0,25 m s-1).

Viruspartikel (T1-Bakteriophagen) werden zu 99,9% (Anströmung: 0,3 m s-1) zurückgehalten.

Das MD8-Gerät kann über einen weiten Konzentrationsbereich an Bioaerosolen eingesetzt

werden. Die untere Nachweisgrenze liegt theoretisch bei 1 KBE m-3. Nach oben hin ist durch

die Verdünnungsmöglichkeit keine Grenze gesetzt. Es können deshalb auch hoch-

konzentrierte Aerosole mit Organismenzahlen von z.B. 108 KBE m-3 ohne die Gefahr der

Überbelegung erfaßt werden.

28

Das MD8-Gerät ist bereits mehrfach zur Probenahme für Immissionsmessungen im Arbeits-

platz- bzw. Außenluftbereich eingesetzt worden und hat seine prinzipielle Eignung für derar-

tige Untersuchungen bewiesen. Durch die einstellbare Durchflußrate ist das Gerät innerhalb

eines gewissen Bereiches auch für isokinetische Messungen geeignet. Einschränkend wirkt

sich die Abhängigkeit vom Netzstromaus. Bei Verwendung von Stromaggregaten wird die

empfindliche Geräte-Elektronik beeinflußt, wodurch das Probenahmevolumen verändert

wird, ohne daß diese Veränderung angezeigt wird. Die Feuchtigkeitsempfindlichkeit der Ge-

latinemembranen schränkt den Anwendungsbereich ein. So beginnen diese bei relativer

Luftfeuchte über 85% zu verkleben, so daß Messungen oberhalb dieses Feuchtebereiches

mit diesem Material nicht möglich sind.

Ein großer Nachteil des Gerätes besteht in der relativen Ungenauigkeit der Saugeinheit. Die

tatsächlich durchströmende Luftmenge wird während des Betriebs nicht gemessen und an-

gezeigt. Zwar ermöglicht ein Kalibriergerät die Überprüfung des Absaugvolumens, aber den-

noch kann die jeweils gezogene Luftmenge bei gleicher Einstellung von Messung zu Mes-

sung schwanken. Von mehreren Seiten wurde zudem von Geräte-Ausfällen durch den Be-

trieb bei Temperaturen unterhalb von 4 °C berichtet.

Mittlerweile ist ein modernisiertes Nachfolgegerät, der "MD8 airscan" (2,0 bis 8,0 m³ h-1 in

0,1 m³ h-1 Schritten), auf dem Markt, das die gleichen Sammeleigenschaften aufweist. Über

dieses Gerät liegen aus dem Praxisgebrauch noch keine ausreichenden Erfahrungswerte

vor.

Loreco FH 3

Der FH3, gleichfalls speziell für Luftkeimmessungen entwickelt, ist ein kompaktes Kombige-

rät zur stationären Beprobung von 25 bis 1000 l Luft, das sowohl als Impaktions- (s.o.) als

auch als Filtrationssammler eingesetzt werden kann.

Zur Filtration wird ein 80 mm-Sammelkopf, der dem des MD8-Geräts entspricht, aufgesetzt.

Die Sammlung wird dann mit den gleichen Membranen wie beim MD 8 durchgeführt, auch

für die Partikelabscheidung und die Aufarbeitung gelten folglich die Bedingungen und Ein-

schränkungen wie bei jenem Gerät.

Das Sammelvolumen wird vorgewählt. Einstellbar sind Luftmengen von 25 l, 50 l, 100 l 200 l,

500 l und 1000 l. Der Volumenstrom wird intern gemessen und automatisch nachreguliert.

Die Durchflußrate liegt im Filtrationsmodus konstant bei 30 l min-1.

29

Das Gerät ist einfach handhabbar, kann mit Netzstrom oder netzunabhängig mit einem Akku

betrieben werden und wiegt ca. 4 kg. Der Wechsel zwischen den zwei Sammelmethoden ist

schnell durchführbar. Außerdem kann die Probenahme auch durch Funkfernsteuerung ge-

startet werden.

Im Falle der Filtration mit Gelatinemembranen oder Polycarbonatfiltern (für direkte Messun-

gen auch Cellulosenitrat- oder –acetatfilter) kann die Aufarbeitung variiert werden (direkte,

indirekte Methode). Damit können Aerosole über einen weiten Konzentrationsbereich erfaßt

werden.

Die Nachweisgrenzen sind durch das minimale und maximale Beprobungsvolumen vorgege-

ben und liegen bei Anwendung der direkten Methode nach unten bei theoretisch 1 KBE m³

und nach oben bei ungefähr 8000 KBE m³.

Der Einsatz des FH3 für Messungen im Umgebungsbereich von Kompostierungsanlagen ist

bislang noch nicht dokumentiert. Durch die Wahlmöglichkeit des Sammelmodus und damit

der Aufarbeitungsmethode sowie den netzunabhängigen Betrieb sollte es jedoch für ver-

schiedene Fragestellungen geeignet sein.

Personenbezogenes Gefahrstoff-Probenahmesystem (PGP) mit Gesamtstaub-

sammelkopf (PGP-GSP-System)

Dieses Probenahmesystem wurde zur personenbezogenen bzw. personengetragenen Mes-

sung von Stäuben, Fasern, Dämpfen und Gasen in der Luft am Arbeitsplatz entwickelt und

für die Sammlung luftgetragener Mikroorganismen adaptiert. Es besteht aus einem Sammel-

kopf, in den ein in einem Filterhalter eingesetztes Filter eingelegt wird und der entweder mit

einem Gurt im Schulterbereich an einer Person oder stationär befestigt werden kann. Durch

eine Schlauchverbindung wird von einer Pumpe die Luft durch dieses Filter gesaugt.

Die Filterhalter sind sterilisierbar, werden zur Vorbereitung eines Meßtermins im Labor mit

Filtern bestückt und mit zwei Deckeln kapselartig verschlossen. So sind für das Filter sterile

Transport- und Lagerbedingungen bis zum Meßort gewährleistet. Zur Verwendung, beim

Einlegen in den Meßkopf, werden lediglich die Deckel entfernt. Durch die Konstruktion des

Filterhalters ist sichergestellt, daß nur dieses selbst, nicht aber das Filter mit den kontami-

nierten Teilen des Meßkopfes in Berührung kommen.

Das Einlaßsystem des Sammelkopfes besteht aus einem stumpfen Kegel, dessen sammel-

seitige Öffnung in Verbindung mit der an der Pumpe einzustellenden Luftrate so dimensio-

niert ist, daß bei der Messung diejenigen Partikel mit angesaugt und gesammelt werden, die

30

der einatembaren Fraktion (gemäß DIN EN 481) entsprechen. Der ursprünglich allein erhält-

liche Kegel ist auf einen Luftdurchfluß von 3,5 l/Min. berechnet. Mittlerweile sind zwei weitere

Kegelvorsätze erhältlich, die mit anderen Luftdurchflußraten verwendet werden müssen und

so das Verwendungsspektrum des Sammlers erweitern.

Für den Betrieb erforderliche Membranfilter haben einen Durchmesser von 37 mm und sind

mittlerweile in allen gängigen Materialien im Handel erhältlich. Die für direkte Keimbestim-

mungen meist verwendeten Filter aus Cellulosenitrat oder –acetat sowie die für Messungen

im indirekten Verfahren verwendeten Filter aus Polycarbonat besitzen eine Porengröße von

0,8 µm, die alternativ verwendbaren Gelatinefilter entsprechen denen des Sartorius MD8

(derselbe Hersteller).

Die zum Sammelsystem dazugehörige ex-geschützte Pumpe - es sind Geräte mehrerer Her-

steller erhältlich - ist batteriebetrieben. Sie wird vor der Messung auf eine feste Laufzeit pro-

grammiert, auch eine Zeitverzögerung vor dem Meßbeginn läßt sich einstellen. Nach Ver-

streichen der Verzögerungszeit startet die Pumpe und beendet den Betrieb nach Ablauf der

programmierten Sammelzeit automatisch. Die Pumpen besitzen einen regelbaren Volumen-

strombereich etwa im Bereich von 0,75 bis 5 l/min und werden bei personengetragenen

Messungen am gleichen Gürtelsystem wie der Sammelkopf an der Person getragen. Da das

System zur Bestimmung von Luftstaubkonzentrationen entwickelt wurde, ist es auf die

Durchführung von Langzeitmessungen ausgelegt. Die kürzeste programmierbare Probe-

nahmezeit beträgt, je nach Hersteller, 10 bzw. 15 Minuten. Kürzere Probenahmezeiten erfor-

dern eine manuellen Abbruch der Messung.

Respicon

Dieser ebenfalls für Staubmessungen entwickelte und mittlerweile auch zum Messen von

Bioaerosolen adaptierte Sammler vereint in sich das Prinzip der virtuellen Impaktion und der

Filtration. Die gesammelte Luft wird in drei verschiedene Teilströme aufgeteilt und durch vir-

tuelle Impaktion in drei Sammelstufen durch getrennte Membranfilter gezogen. Die Sammel-

luft wird horizontal im 360° Winkel durch einen Schlitz eingezogen und nach vertikal unten

umgeleitet. Der größte Teil dieser Luft, und mit ihm aerodynamisch kleine Partikel (<4µm),

wird auf der ersten Sammelstufe abgezogen und durch das erste Filter geleitet. Ein kleinerer

Teilstrom der Luft hingegen, der größere Partikel mitführt, passiert eine zentrale Düse, die

sie in die zweite Stufe weiterleitet. Dort wiederholt sich der Vorgang, wobei der jetzt abgezo-

gene Teilstrom Partikel zwischen 4 µm und 10 µm dem zweiten Filter zuführt. Der restliche

Teilstrom gelangt mit den großen Partikeln (>10 µm) bis in die dritte Stufe und wird erst da

31

abgeschieden. Dadurch wird die gleichzeitige Bestimmung der einatembaren, der thorax-

und der alveolengängigen Partikelfraktion entsprechend EN 481 möglich [49]. In einer be-

sonderen Variante des Gerätes ist jede der drei Sammelstufen mit eigenen Streulichtphoto-

metern bestückt, die während der Probenahme kontinuierlich die jeweilige Partikelkonzentra-

tion der Sammelluft messen und an einen angeschlossenen Datenlogger weiterleiten.

Der Sammler kann, vergleichbar mit dem GSP-System, mit einem Gurt an einer Person ge-

tragen werden. Er wird vor der Messung mit drei Membranfiltern bestückt, die, wie beim

GSP-System, in die gleichen Filterhalter bzw. Schutzkapseln eingelegt werden. Ein wesentli-

cher Unterschied besteht darin, daß zwei dieser Filter ein zentrales Loch aufweisen, durch

das der Düsenstutzen, der jeweils einen Teilstrom von den ersten beiden Sammelstufen wei-

terleitet, hindurchragt.

Der Sammler wird, bei 3,11 l /Min. Volumenstrom, mit den gleichen Pumpen betrieben wie

das GSP-System. allerdings sind Membranfilter mit Porengrößen von 1 µm bis 2 µm erfor-

derlich, da ansonsten der Strömungswiderstand für diese Pumpen zu hoch ist.

Dieser Sammler bietet den Vorteil, daß er neben den reinen Summenwerten der nachgewie-

senen Mikroorganismen auch Aussagen über deren Partikelgrößenklassenverteilung erlaubt.

In der praktischen Handhabung bei Luftkeimmessungen hat sich als nachteilig erwiesen, das

das Bestücken des Sammlers mit Filtern bzw. der Filterwechsel relativ zeitaufwendig ist, da

dazu das Gerät vollständig auseinandergenommen werden muß. Ein weiteres Problem be-

steht darin, daß der Sammler einerseits nicht hitzesterilisiert werden kann und auch keine

einfache, anderweitige Zwischensterilisation erlaubt, andererseits aber ein Kontakt der Fil-

termaterialien mit möglicherweise kontaminierten Bestandteilen des Sammlers unvermeidlich

ist. Dieses Problem ist mittlerweile etwas entschärft, da der Hersteller passende Filter-

unterstützungsgitter anbietet, die als Distanzhalter zwischen Filter und Fritte dienen. Damit

reduziert sich der Kontakt zwischen Filter und mglw. kontaminierten Geräteteilen auf den

Bereich des zentralen Loches im Filter, wo die zur nächsten Stufe führende Düse durch die-

ses hindurchragt.

2.2.8 Zusammenfassender Vergleich der gebräuchlichen Verfahren und Geräte

Die derzeit in Deutschland gebräuchlichsten Probenahmeverfahren und -geräte sind summa-

risch in Tabelle 2 dargestellt. Da es noch keine standardisierte Validierungsvorschrift für Bio-

aerosol-Meßgeräte gibt (s.u.), nennt Tabelle 2 bewußt keine konkreten Werte bezüglich phy-

sikalischer und biologischer Sammeleffizienzen, sondern gibt nur qualitativ den Erfüllungs-

grad der einzelnen Kriterien an.

32

Nicht alle Geräte können alle Anforderungen gleich gut erfüllen, denn sie haben, wie ausge-

führt, meist ihre bestimmten Anwendungsbereiche und -grenzen. Den universellen Luftkeim-

sammler, mit dem sich alle Fragestellungen und alle Meßparameter optimal bearbeiten las-

sen, gibt es bis derzeit nicht. So sind z.B. einige der Sammler daraufhin ausgelegt, nur ei-

nen Teilbereich der luftgetragenen Partikelgrößenklassen, nämlich den potentiell lungengän-

gigen, zu erfassen, da diesem ein besonderes Risikopotential zukommt. Die Verwendung so

eines Gerätes zur Messung der Gesamtzahl luftgetragener Mikroorganismen in einem Luft-

volumen verbietet sich damit von selbst.

In der Praxis wird es daher oftmals erforderlich sein, für verschiedene Meßaufgaben ver-

schiedene Geräte einzusetzen.

Für den Einsatz in der Umgebungsüberwachung von Abfallbehandlungsanlagen sollte ein

Luftkeimsammler bestimmte Anforderungen erfüllen, die neben theoretischen Anforderungen

an ein Probenahmesystem im allgemeinen und für biologische Agenzien im besonderen

auch praxisbezogene Kriterien umfassen.

Kalibrierbarer Volumenstrom: Es ist eine selbstverständliche Maßnahme der Qualitätssi-

cherung, das Meßgerät vor einer Messung (oder in bestimmten Abständen) zu kalibrieren.

Tatsächlich ist dies nicht bei allen Probenahmegeräten möglich (siehe Tab. 3). Insbesondere

manche akkubetriebenen tragbaren Geräte weisen hier Defizite auf.

Limitierungen in der physikalischen Sammeleffizienz wirken sich insbesondere in der

Gruppe der Impaktions-Sammler aus.Sie reicht nach den vorliegenden Erfahrungen beim

SAS nicht aus (zu hoher dp0,5-Wert), um Pilzsporen (insb. Actinomycetensporen) und teilwei-

se auch Bakterien vollständig zu erfassen. Bei dem (neben dem neueren Modell RCS plus

noch im Handel erhältlichen) RCS ist die Abscheidung kleinerer Partikel des Bioaerosols

ebenfalls ungenügend. Die fraktionierte (und vollständige) Abscheidung der Mikroorganis-

men auf den Nährböden des sechsstufigen Andersen-Sammlers erlaubt eine differenzierte

Aussage über Anteile atembarer, thorakaler und alveolengängiger Partikel in der Größe von

Pilzsporen und von Bakterien, wobei aber auch bei der Berücksichtigung der Daten, die un-

ter Verwendung dieses Gerätes gewonnen wurden, eine Relativierung angebracht ist, denn

i.d.R. wird der Sammler unter Verwendung von Kunststoff-Petrischalen betrieben (kann zur

Meßwertverfälschung von ca. 20% führen) und nicht, wie von Andersen [29] vorgeschrieben

unter Verwendung von Glasschalen. Auch führt eine Zerlegung großer, komplexer Partikel

beim Aufprall auf die jeweilige Abscheidestufe zum "bounce -off"-Effekt, mit der Folge, daß

33

nicht haftende Mikroorganismen dann auf den nachfolgenden Abscheidestufen abgeschie-

den bzw. aus dem Sammler ausgetragen werden.

Die physikalische Abscheideeffizienz der gebräuchlichen Impinger ist unterschiedlich und zu

weiten Teilen abhängig vom verwendeten Abscheidemedium (und dessen Zusätzen). Die

physikalische Abscheideeffizienz der gängigen Filtrationsverfahren ist hoch.

Die biologische Sammeleffizienz hängt im wesentlichen vom Sammelstreß für die Mikroor-

ganismen bei der Probenahme ab. Der Sammelstreß beruht einerseits auf mechanischer

Belastung beim Aufprall auf das Abscheidemedium, andererseits bei Festmediumimpaktoren

und Filtern auf Austrocknungseffekten.

Membranfilter-Verfahren sollten z.B. für eine Bakterienprobenahme möglichst nicht verwen-

det werden, und wenn doch (gängige Praxis), dann sollten die Probenahmezeiten 10 Minu-

ten (möglichst 5 Min.) nicht übersteigen.

Bei Impaktion von Bioaerosol-Partikeln auf Agar-Oberflächen besteht, auch wenn die Mikro-

organismen zunächst im feuchten Milieu abgeschieden werden, ein Zeitlimit für die Probe-

nahme. Sie sollte nicht mehr als über einen Zeitraum von 10 Minuten erfolgen, da andern-

falls die Gefahr des Austrocknens der Nährbodenoberfläche besteht.

Die höchste biologische Sammeleffizienz für empfindliche, aerobiologische Meßparameter,

z.B. vegetativen Bakterien, bietet das Impingementverfahren. Dadurch sind hier auch länge-

re Sammelzeiten möglich.

Die erfaßbaren Konzentrationsbereiche sind bei den verschiedenen Probenahmeverfahren

und -geräten unterschiedlich. Für den unteren Konzentrationsbereich bis 1000 KBE/m3 sind

praktisch alle Verfahren und Geräte geeignet. Einschränkungen bestehen bei low-volume-

Geräten wie dem PGP mit einem Volumenstrom von standardmäßig 3,5 L/Min. Bei Probe-

nahmezeiten von 10 Minuten, wie sie für Bakterien wegen des Sammelstresses nicht über-

schritten werden sollen, ergibt sich eine untere Nachweisgrenze von 30 KBE/m3. Bei Geräten

mit höherem Volumenstrom liegt die untere Nachweisgrenze entsprechend niedriger. Bei

Impinger-Geräten ergeben sich bei niedrigen Keimkonzentrationen in der Luft und kurzen

Sammelzeiten zu niedrige Keimkonzentrationen in der Waschflüssigkeit, um die Keimzahl

durch Ausspateln von 0,1 ml Flüssigkeit auf einen Nährboden bestimmen zu können. In die-

sen Ausnahmefällen wird empfohlen, einen geeignet großen Teil der Waschflüssigkeit durch

einen Membranfilter abzufiltrieren und das Filter auf einem Nährboden zu bebrüten.

Bei allen Verfahren, bei denen die Luftkeime direkt auf Nährböden abgeschieden oder die

beaufschlagten Filter auf Nährböden aufgelegt werden, begrenzt die Zählbarkeit die sam-

34

melbare Keimzahl und damit den Konzentrationsbereich. Durch Verkürzung der Sammelzeit

läßt sich hier die obere Nachweisgrenze erhöhen. Sie liegt jedoch generell zwischen 103 und

104 KBE/m³. Keine praktische obere Nachweisgrenze gibt es für alle diejenigen Verfahren,

bei denen das Sammelmedium eine Flüssigkeit ist wie beim Impingement oder einigen Zyk-

lonen, ebenso nicht bei den Filtrationsverfahren und Anwenden der "indirekten" Methode

(Verdünnungsreihe).

Es überrascht, daß für keinen der heute gängigen Luftkeimsammler Aerosol-

Verdünnungssysteme angeboten werden, die bei entsprechender Expositionszeit eine Dy-

namik von fünf bis sechs Zehnerpotenzen und damit Konzentrationsbestimmungen sowohl in

unmittelbaren Werksbereichen als auch in größerer Entfernung zu den Anlagen ermöglichen.

Für die Umgebungsüberwachung im Umkreis von Abfallbehandlungsanlagen spielt die

Handhabbarkeit der Geräte eine wichtige Rolle. Große und schwere sowie aus mehreren

Teilen zusammengesetzte Geräte sind unpraktisch in der Handhabung. Hierzu gehören z.B.

der sechsstufige Andersen-Sammler, der AGI 30-Impinger und das MD 8-Gerät. Noch wich-

tiger ist die Möglichkeit des netzunabhängigen Betriebs. Zwar kann die Stromversorgung mit

220 V im Gelände auch mit Stromgeneratoren bewerkstelligt werden, doch ist die mangelnde

Spannungskonstanz empfindlicher Elektronik nicht zuträglich.

Die Luftkeimsammler sollten sich leicht sterilisieren lassen. Ideal ist es, wenn entsprechend

der geplanten Probenzahl die im Labor sterilisierten Probenahmeköpfe oder Waschflaschen

zum Meßort mitgenommen werden können. Andernfalls sollen sich die mit den Luftproben in

Berührung kommenden Teile vor jeder Messung vor Ort desinfizieren lassen. Dies ist unum-

gänglich beim sechsstufigen Andersen-Sammler und sehr schwierig bei den Impinger-

Geräten. Von Vorteil sind hier die kleinen akkubetriebenen Impaktoren und das Filtrations-

/Impaktionsgerät FH 3.

35

Tab. 2: Relevante Geräteparameter verschiedener Probenahmeverfahren für luftgetragene mikroorganismen in der Umgebungsluft

Gerätekriterium Impaktion auf festen Nährböden Filtration

Lochplatten Schlitzsammler Zentrifu-gation

Impingement VirtuelleImpaktion

Ander-sen 6-st.

MAS 100

SAS FH 3 RCS plus AGI 30

Spezial-Impinger n. Müller

Respicon MD 8 FH 3 PGP-GSP

Kalibierbarer Volumenstrom

+ (+) 1) - + (+) 1) + + + (+) 1) + +

Physikalische Sammeleffizienz

+ k.A. +/0 2) + 0/+/0 2a + + + + + +

Biologische Sammeleffizienz

+ 4) + 4) + 4) + + + + (+) 3) (+) 3) (+) 3) (+) 3)

erfaßbarer Konzentrationsbereich (KBE) 101-103/m3 103-105/m3

>105/m3

+ 0/- 6)

-

+ 0/- 6)

-

+ 0/- 6)

-

+ 0/- 6)

-

+ 0/-6)

-

+ 5)

+ +

+ 5)

+ +

+ + +

+ + +

+ + +

+ + +

Handhabbarkeit Größe/Gewicht Netzunabhängigkeit Leichte Sterilisierbarkeit

0 - 0

+ + +

+ + +

+ + +

+ + 0

0 - -

- - -

+ + -

0 - +

+ + +

+ + +

36

Tab. 2 Fortsetzung: Relevante Geräteparameter verschiedener Probenahmeverfahren für luftgetragene mikroorganismen in der Umge-bungsluft

Gerätekriterium Impaktion auf festen Nährböden Filtration

Lochplatten Schlitzsammler Zentrifu-gation

Impingement VirtuelleImpaktion

Ander-sen 6-st.

MAS 100

SAS FH 3 RCS plus AGI 30

Spezial-Impinger n. Müller

Respicon MD 8 FH 3 PGP-GSP

Analytik: Mikroskopie Kultivierung

- +

- +

- +

- +

- +

+ +

+ +

+ +

+ +

+ +

+ +

Emissionsmessung: Isokinetische Probenah-me Feuchtestabilität

+ 7) + 8)

-

+ 8)

-

+ 8)

+ 7) + 8)

-

+ 8)

+ 7) +

+

+ 8) 9)

0 7)

+ 8) 9)

+ 7)

+ 8) 9)

0 7)

+ 8) 9)

+ = gut bzw. ja 1) = Erheblicher Aufwand erforderlich 0 = mittel 2) = Bei Pilzsporen keine vollständige Abscheidung, bei Bakterien ungenügende Abscheidung -... = schlecht bzw. nein 2a) = Bei Bakterien möglicherweise keine vollständige Abscheidung 3) = Bei Abscheidung auf Filtern vor allem für Sporen gute Effizienz, für vegetative Zellen nur mit Kurzzeitsammlung 4) = Bei Lochplatten-Impaktoren wegen des Austrocknungsrisikos nur Kurzzeitsammlung möglich 5) = Bei niedrigen Luftkeimkonzentrationen und kurzen Sammelzeiten Anreicherung der Mikroorganismen durch

Membranfiltrationsverfahren 6) = Konzentration oberhalb 103 KBE/m3 nur mit sehr kurzen Sammelzeiten meßbar 7) = Mit einem Satz Düsen und Anschlußstück (Eigenbau) möglich 8) = Bei Feuchtigkeitsüberladung Abschwemmung u.a. Fehler möglich 9) = Gelatinefilter nicht verwendbar k.A. keine Angaben

37

2.3 Zusammenhang zwischen luftgetragenen Stäuben und Bioaerosol-

konzentrationen

Verschiedentlich wurde untersucht, ob die Möglichkeit besteht, aus der gemessenen Luft-

staubkonzentration (oder einzelnen Staub-Fraktionen) Rückschlüsse auf die Konzentration-

luftgetragener kultivierbarer Mikroorganismen ziehen zu können.Die Bestimmung der Staub-

konzentration als rein physikalisches Meßproblem ist gegenüber den Nachweisverfahren für

Mikroorganismen weit weniger aufwendig und bietet zudem die Möglichkeit einer kontinuier-

lichen Probenahme (on-line). In den meisten Fällen ergab sich kein Hinweis auf das Vorlie-

gen einer positiven Korrelation zwischen Staubgehalt und Konzentrationen an luftgetragenen

Mikroorganismen. In Anbetracht der Tatsache, daß Stäube und Bioaerosole aus unterschied-

lichen, von einander unabhängigen stammen können, ist ein solcher, allgemeiner Zusam-

menhang prinzipiell auch nicht zu vermuten.

An einzelnen Standorten, unter der Voraussetzung einer einigermaßen homogenen Bioaero-

sol-Emission einzelner Quellen, bei ansonsten gleichen Rahmenbedingungen, könnten sol-

che nachweisbaren Zusammenhänge bei Emissionen jedoch durchaus existieren. So findet

MISSEL [50] in einer neueren Untersuchung, bei Kenntnis und nach Bestimmung der Bioae-

rosolkonzentrationen der von der Quelle emittierten Stäube, deutliche, zumindest über einen

Zeitraum von mehreren Stunden geltende, lineare Abhängigkeiten zwischen den Konzentra-

tionen von streulicht-photometrisch nachgewiesenen Staubpartikeln einer bestimmten Parti-

kelgrößenklasse und parallel nachgewiesenen luftgetragenen Schimmelpilzsporen. Mit dem

Verfahren der ”Korrelierten Partikelzählung”, d.h. der räumlichen und zeitlichen Koppelung

von Staubpartikel- und Bioaerosolmessungen, konnten die Verläufe der Schimmelpilzsporen-

Konzentrationen aus gemessenen Staubpartikelkonzentrationen, verglichen zum Mikroor-

ganismen-Meßverfahren nach TRBA 430 (Indirekte Technik [47] berechnet werden. Dabei

war Voraussetzung, daß die Abweichungen der nachgewiesenen Bioaerosolkonzentrationen

mindestens im Bereich von etwa einer halben Zehnerpotenz lagen. Aus diesem Grund wurde

das Verfahren bisher ausschließlich in unmittelbarer Nähe zu Emissionsquellen, wie z.B. in

Sortierkabinen von Kompostwerken oder in der näheren Umgebung von Umsetzgeräten oder

Schredder-Maschinen auf Kompostierplätzen, eingesetzt. Inwieweit sich dieses Verfahren im

Rahmen der Beurteilung von kompostwerk-bedingten Immissionen als geeignet erweist, muß

noch untersucht werden.

2.4 Einflussfaktoren der Probenaufarbeitung und der Kultivierung

38

Die bislang behandelten methodischen Aspekte der Erfassung luftgetragener Mikroorganis-

men beziehen sich vor allem auf den Vorgang der physikalischen Abscheidung. Für den

nachfolgenden kulturellen Nachweis der gesammelten Mikroorganismen ist allerdings, neben

der physikalischen, die biologische Sammeleffizienz von gleichrangiger Bedeutung. Diese

ist, auch für einen einzelnen Sammler, keine für das gesamte Bioaerosol gleichartige Gerä-

tekonstante, sondern sie hängt wesentlich von der Art bzw. der Tenazität der gesammelten

Mikroorganismen ab. Neben allgemein probenbedingten Faktoren wie Feuchtigkeits-

/Partikelgehalt (Schutzfunktion für anhaftende Organismen) und dem Alter der Aerosole sind

vor allem die unterschiedlichen Empfindlichkeiten verschiedener Mikrooganismen gegenüber

meßgutverändernden Einflüssen des Sammelvorgangs selbst (Sammelstreß) für die resultie-

renden Ergebnisse von entscheidender Bedeutung.

So ist die biologische Sammeleffizienz für austrocknungsresistente Sporen grundsätzlich

höher als die für vegetative Zellen. Bei den Sporen kann zwischen bakteriellen Endo- (v.a.

Gattung Bacillus) und Exosporen (v.a. bei Actinomyceten) sowie den Konidien von Schim-

melpilzen unterschieden werden. Auch bei vegetativen Zellen gibt es Differenzen hinsichtlich

der Überlebensfähigkeit in Luft und der Anfälligkeit gegenüber Sammelstreß. So sind Gram-

positive Bakterien und Schimmelpilze aufgrund ihrer Zellwand-Strukturen deutlich resistenter

als Gram-negative Bakterien und Hefen. Hierin ist auch der wesentliche Grund zu suchen,

weshalb die beiden letzteren Gruppen durch Filtrations- und Impaktionsverfahren nicht quan-

titativ nachgewiesen werden können, ohne dabei einen erheblichen (aber unbekannt großen)

Meßwertfehler in Kauf nehmen zu müssen..

Im Idealfall sollten durch ein Nachweisverfahren alle vom Sammelsystem (unter Maßgabe

der erreichbaren physikalischen Sammeleffizienz) erfaßten und abgeschiedenen vermeh-

rungsfähigen Mikroorganismen (Zellen und Sporen) quantitativ nachgewiesen werden kön-

nen. Dieser Idealzustand ist allerdings bei den derzeit eingesetzten mikrobiologischen

Nachweisverfahren bei weitem nicht erreicht. Durch die Anwendung eines Anzuchtschrittes

können prinzipiell lediglich vermehrungsfähige Organismen nachgewiesen werden. Das be-

deutet, daß sowohl einige Überdauerungsstadien als auch inaktive, subletal geschädigte,

und tote Formen von Mikroorganismen nicht erfaßt werden. Hierzu kommt, daß die Kultivie-

rung stets eine gewisse Selektivität besitzt. Diese begünstigt einzelne Organismengruppen,

anderen wird hingegen kein Wachstum ermöglicht. Selbst bei Verwendung von nicht selekti-

ven, nährstoffreichen Medien wird deshalb nie ein absolut zutreffendes Bild der tatsächlichen

Konzentrationsverhältnisse im beprobten Aerosol erhalten, auch wenn Bezeichnungen für

39

einzelne Meßparameter wie "Gesamtkeime", "Gesamtpilze", "Gesamtbakterien" etc. fälschli-

cherweise einen solchen Eindruck erwecken. Mit die wichtigste Einschränkung der in der

standardisierten Anwendung befindlichen Verfahren (z.B. TRBA-Vorschriften im Arbeits-

schutz) ist dabei die grundsätzliche Beschränkung auf die kultivierbare Fraktion der Aeroso-

le. Nachteilhaft ist diese methodische Limitation auf vermehrungsfähige Formen vor allem

deswegen, weil die genannten Stadien ebensogut z.B. ein allergenes, toxisches und damit u.

U. ein gesundheitliches Risikopotential besitzen können und deshalb deren Erfassung

grundsätzlich anzustreben ist.

Dies ist z.B möglich mit mikroskopischen Verfahren, bei denen die gesammelten Mikroorga-

nismen nach in situ Anfärbung unmittelbar ausgezählt werden können. Die einfachsten Ver-

fahrenzur direkten Zählung auf dem Filter verwenden"Universal"-Färbemethoden der Mikro-

organismen, was den Vorteil hat, daß auch solche Mikroorganismen, die an Staubpartikeln

anhaften, sicher von diesen unterschieden werden können. Zählverfahren nach Anfärbung

haben eine hohe Genauigkeit (prEN 13098). Darüber hinaus existieren leistungsfähige mole-

kularbiologische und immunologische Methoden zum Nachweis von Mikroorganismen und

anderen Bioaerosol-Komponenten wie z.B. Mycotoxinen, die in Zukunft eine Verbesserung

der Nachweismöglichkeiten auch für luftgetragene Organismen als realistisch erscheinen

lassen. Solche Methoden und ihr spezifisches Potential für den Aerosolnachweis werden

ausführlich im Statuspapier "Neuere Methoden zum Nachweis und zur Identifizierung luftge-

tragener Mikroorganismen" (AG 3/7/04) dargestellt.

Weiterhin muß beachtet werden, daß bei den Anzuchtmethoden zum Nachweis bestimmter

Organismengruppen stets spezifische Verfahrensbedingungen vorgegeben werden, die nie

eine absolute und vollständige Erfassung der jeweiligen Zielgruppe (z.B. thermotolerante

Pilze oder thermophile Aktinomyzeten) erlauben. So ist beispielsweise zur repräsentativen

Erfassung der gesamten Gruppe thermophiler Aktinomyzeten der Einsatz von bis zu sechs

verschiedenen Nährmedien empfohlen [51]. Da unterschiedliche Untersucher oftmals mit

unterschiedlichen Anzuchtbedingungen arbeiten und arbeiteten, lassen sich Ergebnisse aus

verschiedenen Studien, wenn überhaupt, dann nur mit Vorsicht untereinander vergleichen.

Solche Unterschiede betreffen sowohl die gemessenen KBE-Konzentrationen als auch das

jeweils erfaßte Organismenspektrum.

Auch Unterschiede in den verwendeten Analysenmethoden können hierbei eine Rolle spie-

len. So ist beispielsweise bei der Aufarbeitung filtrationsgesammelter Proben, die von Stand-

orten mit (putativ) vergleichsweise niedrigen Bioaerosol-Konzentrationen stammen, der

Nachweis in der 'direkten' Methode üblich, d.h. das Filter, auf dem die Mikroorganismen ab-

40

geschieden werden, wird direkt auf einen Nähragar aufgelegt und direkt bebrütet. Proben

hingegen, die von Standorten mit vglw. hohen Konzentrationen kommen, werden i.d.R. nach

der 'indirekten' Methode, d.h. durch Herunterwaschen und Suspendieren der gesammelten

Mikroorganismen sowie Anlegen und Ausplattieren einer log-Verdünnungsreihe. Die Meß-

werte beider Methoden - in Deutschland derzeit üblicherweise in Anlehnung an die aus dem

Arbeitsschutz stammende Standard-Methodenvorschrift TRBA 430 [47] durchgeführt - wer-

den in derselben Einheit (KBE) angegeben, obwohl in dem einen Fall die Anzahl kultivierba-

rer Partikel, im anderen dagegen diejenige der kultivierbaren Zellen erfaßt wird. Damit kann

es beim Vergleich von Daten zu Fehlinterpretationen kommen, mit der Tendenz, daß die

niedrigeren Konzentrationen (z.B. die Hintergrund-Referenzmeßwerte) eher unterschätzt, die

hohen hingegen im Vergleich zusätzlich erhöht werden, je nachdem, wieviele Mikroorganis-

men von den Partikeln abgeschwemmt und so als eigenständige KBE nachgewiesen wer-

den.da

Ferner hat auch die Zusammensetzung des Aerosols (Anteil biogener / abiogener Bestand-

teile) einen (i.d.R. unbekannt großen) Einfluß auf die Ergebnisse des Bioaerosol-

Nachweises, da einzelne Komponenten der Partikel (z.B. Proteine) stabilisierend auf die an-

heftenden Mikroorganismen wirken können, andere hingegen (z.B. einige Salze) ihre Inakti-

vierung im luftgetragenen Zustand eher beschleunigen.

Zusammenfassend kann festgehalten werden, daß eine Vielzahl an aerosolinhärenten, exo-

genen (z.B. meteorologischen, siehe auch Kapitel 3) und auch methodischen Faktoren die

aus einer Messung resultierenden Ergebnisse beeinflussen, wobei die Größen dieser Ein-

flüsse auf die kultivierungsabhängige Erfassung bislang erst ansatzweise verstanden sind.

Die meisten dieser Einflußfaktoren wirken sich auf die Lebensfähigkeit der Mikroorganismen

(und damit direkt auf die anzuchtabhängige Nachweisbarkeit) aus. In der Summe all dieser

Einflußfaktoren ist eine der Ursachen für die immer wieder feststellbare erhebliche Schwan-

kungsrate beim Nachweis luftgetragener kultivierbarer Mikroorganismen zu suchen. Diese

wird sich wohl auch in Zukunft, selbst bei vollständiger Standardisierung sämtlicher Einzel-

schritte und –methoden, höchstens reduzieren, nicht aber vollständig beseitigen lassen.

2.5 Meßwertgenauigkeit, Meßwertwiederholbarkeit, "Ringversuche"

Im Schrifttum findet sich eine Reihe von Studienbeschreibungen die einen Sammlervergleich

zum Gegenstand hatten, mit dem Ziel, die Eignung bzw. Nicht-Eignung bestimmter Samm-

ler/Sammelprinzipien zum Nachweis einzelner lufthygienischer Parameter vergleichend zu

41

überprüfen. Die Ergebnisse und die daraus gezogenen Schlußfolgerungen sind keineswegs

einheitlich. Das mag zum Teil daran liegen, daß unterschiedliche Probenahmeverfahren un-

terschiedliche, nachgeschaltete Probenbehandlungs- und aufarbeitungstechniken benötigen,

so daß sich in den resultierenden Ergebnissen sammlerbedingte Einflußfaktoren (Einlaß-

system, Sammelstreß, s.o.) und probenaufarbeitungsbedingte Unterschiede gegenseitig (sy-

nergistisch oder antagonistisch) überlagern. Vergleichsstudien (im Sinne von Ringversu-

chen) zur Validierung von Probenbehandlungs- und aufarbeitungsverfahren, auch zum Auf-

zeigen von laborbedingten Meßwertschwankungen unter Anwendung derselben Methode,

fehlen bisher fast vollständig, so daß bisher nur ungenaue Angaben zur Meßwertqualität

(Wiederholbarkeit und Genauigkeit) lufthygienischer Meßverfahren möglich sind.

Eine Aussage allerdings läßt sich anhand der vorhandenenr Daten sicher treffen: nach heu-

tigem Wissensstand gibt es kein Luftkeimsammelprinzip, geschweigedenn ein konkretes

Gerät, das für alle Anwendungen und Aufgabenstellungen gleichermaßen die optimale Wahl

darstellt. Im einen Fall mag ein Gerät, je nach Meßparameter und Begleitumständen, ausge-

zeichnet geeignet sein, im anderen Fall verdienen seine Meßresultate der ausgiebigen Rela-

tivierung, und ein anderer Sammler wäre wahrscheinlich besser geeignet gewesen, den

"wahren" Meßwert näher zu treffen.

In der Regel erfolgt die Beurteilung eines Messverfahrens durch den Vergleich mit einem

Standard-Verfahren, für das Laborvergleichstestergebnisse (Ringversuche) vorliegen. Bei

dem Standard-Verfahren kann es sich auch um ein offizielles Verfahren oder Verfahren nati-

onaler / internationaler Normenorganisationen handeln, das nicht vollständig validiert werden

muß.

Für den Bereich der Aerobiologie existiert ein solches Referenz-Meßverfahren derzeit nicht.

Zwar wurden 1963 auf einem internationalen Aerobiologen-Symposium der sechs-stufige

Anderson-Kaskaden-Impaktor und der AGI 30 als Referenzsammler für Luftkeimmessungen

vorgeschlagen [28], aber dieser Vorschlag hat sich keineswegs international überall durch-

gesetzt. Und auch in den Studien, die unter (Mit-)Verwendung dieser Sammler durchgeführt

wurden, kamen sie zum großen Teil in unterschiedlicher Verwendung zum Einsatz. So wurde

z.B der AGI 30 mal mit 50 ml, mal mit 60 ml Sammelflüssigkeit betrieben, die Sammelzeiten

waren sehr unterschiedlich, und insbesondere bei der Zusammensetzung und den Zusätzen

zur Sammelflüssigkeit gab es zahlreiche Variationen. Die Größenordnung möglicher Einflüs-

se dieser Variationen auf die jeweiligen Meßresultate wurden i.d.R nicht systematisch unter-

sucht, so daß sich auch die mit dem AGI 30 gewonnenen Daten verschiedener Untersucher

nur mit Vorsicht untereinander vergleichen lassen.

42

Damit ist festzuhalten, daß eine Validierung von Luftkeimsammelgeräten und -verfahren, in

Anlehnung an die Ermittlung der Unsicherheit eines Messverfahrens unter Feldbedingungen

nach DIN ISO 13752 derzeit nicht möglich ist, denn diese setzt ebenfalls ein Referenzverfah-

ren voraus [52]. Auch eine Kalibrierung eines vollständigen Meßverfahrens mit einem Prüf-

aerosol [53], das die komplexe Matrix der Außenluft hinreichend repräsentiert, ist nach dem

Stand der Wissenschaft gegenwärtig nicht möglich.

Da es am Bezugsstandard fehlt, stoßen auch die Hersteller bzw. Vertreiber von Luftkeim-

sammelgeräten hierbei an ihre Grenzen. Eine vollständige Validierung eines Verfahrens, das

mit einem der derzeitig auf dem deutschen Markt erhältlichen Luftkeimsammelgerät durchge-

führt werden kann, gibt es gegenwärtig nicht. In der Regel wird die physikalische Abschei-

deeffizienz der Sammler für luftgetragene Partikel bestimmt, wobei Prüfaerosole mit definier-

ten Partikelgrößen (i.d.R. Latex) verwendet werden. Die Prüfung der biologischen Abschei-

deeffizienz erfolgt häufig unter Verwendung von Bacillus globigii - Sporen, die gegenüber

Sammelstreß-Einflüssen wenig empfindlich sind und somit auch keine weitergehenden Aus-

sagen bezüglich der biologischen Sammeleffizienz für vegetative Zellen ermöglichen.

Allen Validierungsansätzen gemeinsam ist der Mangel, daß sie unter Verwendung artifizieller

Bioaerosole in Aerosolkammern oder Windtunnelsystemen durchgeführt wurden. Damit sind

sie der Vorhaltung ausgesetzt, daß die so gewonnenen Daten und Erkenntnisse nicht unbe-

dingt auf die komplexen Sachverhalte natürlicher Bioaerosole in ihrer ganzen Vielfalt über-

tragen werden können. Andererseits sind solche unter artifiziell definierten Bedingungen

durchgeführten Versuche unerläßlich, da sich das natürliche Bioaerosol der genauen Erfas-

sung und Charakterisierung seiner Zusammensetzung vor einer Sammlung entzieht und

somit der Einfluß des verwendeten Sammlers auf die Ermittlung der "wahren" Meßgröße

nicht greifbar ist.

In Anbetracht all dieser Gegebenheiten liegt derzeit bei der Durchführung von Bioaerosol-

Messungen im out door - Bereich die Verantwortung für die Auswahl des Sammlers und der

anzuwendenden Proben-Behandlungsmethodik (incl. Validierung) bei dem mit der Messung

beauftragten Labor. Da kein Referenzmessverfahren vorliegt, können Angaben des Labors

zur relativen Richtigkeit eines Verfahrens nicht gegeben werden. Dies trifft auch für die ge-

stellten Anforderungen an die Verfahrenskenngrößen zu, die sich an dem Bewertungsmaß-

stab und an der Höhe der zu erwartenden Konzentration an Mikroorganismen in der Luft

orientieren müssten. Der Zeitaufwand einer solchen Validierung für das ausführende Labor

liegt außerdem, wenn er sich an den Kriterien der DIN ISO 13752 [52] orientieren soll, der-

zeit in praktisch nicht mehr vertretbaren Grenzen.

43

Unter Berücksichtigung all dieser Sachverhalte ist die Frage zu stellen, welche Anforderun-

gen realistischerweise an solche Intern-Validierungen gestellt werden bzw. in welch einem

Genauigkeitsrahmen sich Meßwerte von Bioaerosolen nach dem Stand der Technik derzeit

überhaupt bewegen können.

Im Folgenden soll diese Fragestellung mit besonderer Blickrichtung auf die Luft-

Filtrationstechniken näher betrachtet werden, da sich die einzigen, derzeit vorhandenen,

Standardvorschriften, die TRBA's 405 und 430 (aus dem Arbeitsschutzbereich), auf diese

Sammel- und Nachweisverfahren beziehen.

Hierbei muß zunächst berücksichtigt werden, daß die Genauigkeit mikrobiologischer Metho-

den im allgemeinen wesentlich geringer ist als z.B. bei Methoden der analytischen Chemie.

So trägt allein schon die im mikrobiologischen Arbeitsbereich übliche Anlegung einer Ver-

dünnungsreihe, mit anschließender Ausplattierung von Probenaliquots und Auszählung der

resultierenden KBE zur Meßwertrelativierung bei. Wird z.B. eine Agar-Platte ausgewertet,

auf der 10 Kolonien wachsen, so führt bereits eine einzige Kolonie mehr oder weniger zu

einem resultierenden Meßwert-Unterschied von (>) 10 % (die TRBA 430 setzt, im 'indirekten'

Verfahren, ein ultimatives unteres Limit von 5 KBE für die mögliche Plattenauswertung, was

einer Einzel-Kolonie immerhin eine Meßwert-Relevanz von 20 % zukommen läßt). Diesem

Problem mit statistischen Verfahren, durch Meßwert-Wiederholungen, zu begegnen, sind in

der Praxis aus pekuniären und verfahrenstechnischen Gründen Grenzen gesetzt (die TRBA

430 schreibt immerhin drei Wiederholungen und Mittelwertbildung vor), denn die Gesamt-

menge des zur Verfügung stehenden Probenmaterials limitiert stark die theoretische Menge

möglicher Wiederholungen (insbesondere, wenn aus der gleichen Probe mehrere Meßpara-

meter bzw. Mikroorganismenarten/-gruppen in parallel bestimmt werden sollen), es sei denn,

das Material wird stärker ausverdünnt, was wiederum zu einer Herabsetzung der Nachweis-

Sensitivität führt. Diese Problematik gilt nicht nur speziell für die mikrobiologische Untersu-

chung von Bioaerosol-Proben, sondern im Prinzip für alle Bereiche und Fragestellungen, in

denen mikrobiologische Verfahren eingesetzt werden. Es gibt gegenwärtig kaum ein Verfah-

ren, für das eine vollständige Validierung nachgewiesen werden kann. Auch neuere Normen

aus anderen Bereichen mikrobiologischer Untersuchungstechniken weisen keine vollständi-

ge Validierung auf.

In Anbetracht dieser Tatsache erscheint es deshalb als wenig sinnvoll, für mikrobiologische

Bioaerosol-Analysen auf die z.B. bei der Validierung chemischer Analyseverfahren üblichen

Parameter, die Wiederhol- und Vergleichspräzision, zu verweisen oder deren (nicht mögli-

44

che) Einhaltung zu fordern. Vielmehr sind für ein konkretes Verfahren die bekannten bzw.

veröffentlichten Vergleichswerte heranzuziehen.

Für die Verwendung von Filtrations-Sammlern im out door - Bereich und die anschließende

Bestimmung von mikrobiellen Sporen-Summenparametern (ausdrücklich nur diese!!!) zeich-

net sich, nach den vorliegenden Erfahrungen [54, 55], folgendes ab: bei zeitgleicher Probe-

nahme mit mehreren gleichen Filtrationssammlern am gleichen Umwelt-Standort (und an-

schließend gleicher Probenaufarbeitung) streuen die resultierenden Meßwerte, je nach

Standort- und Probenahmebedingungen, im Bereich von Faktor drei bis fünf. An Standorten

mit geringeren lokalen und zeitlichen Schwankungen der Bioaerosol-Konzentrationen (wie

z.B. im indoor-Bereich) lassen sich Meßwert-Wiederholungen im Faktor-Drei-Bereich erzie-

len, an Standorten mit ungünstigeren Bedingungen (z.B. häufig wechselnde Windgeschwin-

digkeit und -richtung) liegt die beobachtete (auch wenn für einen "gesicherten" Nachweis

dieses Sachverhaltes noch erheblicher Forschungsbedarf besteht) Schwankungsrate eher

im Bereich von Faktor fünf. Das impliziert (da eine bis zum fünffachen registrierte Meßwert-

Diskrepanz eigentlich nichts aussagt), daß eine Meßwerterhöhung, die ev. auf Emissionen

einer bestimmten Quelle (z.B. ein Kompostwerk) zurückschließen lassen könnte, erst ab

einem Meßwert-Unterschied von (wenigstens) einer Zehnerpotenz angenommen werden

kann. Hinsichtlich der Einzeldaten-Vergleichbarkeit verschiedener Studien muß, bedingt

durch zusätzliche Einflüsse individueller Laborpraktiken, derzeit generell der Faktor zehn als

unterste Grenze zum Konstatieren unterschiedlicher Konzentrationen angenommen werden.

Dieser Sachverhalt wird durch die Ergebnisse zweier Untersuchungen zur Meßwert-

Wiederholbarkeit mit Filtrationssammlern aus dem indoor-Bereich bestätigt.

Unter Verwendung des PGP-GSP-Systems (s.o.) fand, im Stile eines Ringversuches zum

Nachweis luftgetragener Schimmelpilzsporen nach der Methodenvorschrift der TRBA 430

[47] eine Untersuchung statt [56], an dem acht Laboratorien beteiligt waren. Alle benötigten

Meßgeräte wurden vom Organisator kalibriert und, ebenso wie alle benötigten Materialien,

den Teilnehmern zur Verfügung gestellt. Die parallelen Probenahmen erfolgten an einem

Außenluftstandort (Hintergrundwert) und in der Störstoffkabine eines Kompostwerkes in je-

weils drei Wiederholungen (insofern nicht gleichartig beaufschlagt, sondern im Ergebnis be-

einflußt von lokalen Schwankungen und Kontentrationunterschieden der Bioaerosole, die für

die gewählten Standorte als eher gering angenommen werden dürfen).

Im Ergebnis dieses (eingeschränkten) Ringversuches zeigte sich, daß die von den verschie-

denen Teilnehmern ermittelten Konzentrationen an luftgetragenen Schimmelpilzsporen im

Bereich eines Faktors von drei (bei einer Wiederholung 3,7) voneinander abwichen. Insge-

45

samt erwies sich die Vorgehensweise bzw. Verfahrensvorschrift, unter Berücksichtigung der

generellen Schwankungsbreite von mikrobiologischen Wiederholungswerten, als gut geeig-

net, reproduzierbare Meßresultate zur Besimmung der Menge an kultivierbaren, luftgetrage-

nen Schimmelpilzsporen zu erzielen.

Ein weiterer "Ringversuch" [57], der der Erprobung einer neuen Arbeitsvorschrift zum Nach-

weis luftgetragener thermophiler Actinomyceten mit Filtrationssammlern (verwendet wurden

MD8 und PGP-GSP-System) diente, verfolgte vom Aufbau her einen anderen Ansatz. Er

sollte möglichst praxisnahe Verhältnisse zur Datenvergleichbarkeit überprüfen, d. h. jeder

Teilnehmer stellte die Medien selbst her und führte die Beprobung mit den eigenen Meßge-

räten und Ausrüstungsgegenständen selbst durch, wobei auch in diesem Ansatz die Probe-

nahme der Einzelproben exakt zeitgleich, unter Nebeneinander-Plazierung der Sammler

erfolgte. Die Probenahme wurde in der Intensivrottehalle eines Kompostwerkes durchge-

führt, in der, bedingt durch den Betrieb der lüftungstechnischen Einrichtungen und ungleich-

mäßige Tätigkeit des automatischen Kompost-Umsetzers, mit erheblichen Schwankungen

der lokalen und zeitlichen Standort-Bioaerosol-Konzentrationen gerechnet werden konnte.

Parallel zur Bestimmung der Aktinomyzeten wurde, als interne Kontrolle und um eine Ver-

gleichbarkeit der hier gewonnenen Aussagen mit dem oben genannten Ringversuch

”Schimmelpilze” zu ermöglichen, eine Bestimmung der Gesamt-Schimmelpilzsporen-

Konzentration nach TRBA 430 durchgeführt.

Die in diesem Versuch erhaltenen Meßergebnisse für Schimmelpilzsporen schwankten, im

Vergleich zum oben geschilderten Versuchsansatz, deutlich stärker. In vier Fällen schwankte

das Verhältnis zwischen Maximum und Minimum der von den einzelnen Laboratorien nach-

gewiesenen KBE in einer Größenordnung von 10, in den drei übrigen Fällen sogar deutlich

höher. Für thermophile Aktinomyceten (Bebrütungstemperatur 50 °C) wurde eine höhere

Streuung der Meßergebnisse verzeichnet. Das Verhältnis zwischen Maximum und Minimum

lag in einer Messung in einer Größenordnung von 10 (genau 13,8), in drei weiteren Fällen in

einer Größenordnung von 30 und in den letzten drei Fällen bei über 60 (Spitzenwert über

111). Entsprechend wurde hier auch eine Standardabweichung verzeichnet, die stets größer

war als der zugehörige Mittelwert aller Probenahmen.

Da in dieser Versuchsanstellung davon ausgegangen werden mußte, daß nicht nur laborbe-

dingte Unterschiede, sondern auch - und in vermutlich deutlich höherem Ausmaß - lokale

Schwankungen der Aerosolkonzentrationen am Meßstandort den Grund für diese Differen-

zen beinhalteten, wurde in einem zweiten Ansatz versucht, herauszufinden, ob die gefunde-

ne Streuung der Resultate im Bereich der Probenahme oder der Laboraufarbeitung zu su-

46

chen war. Dazu wurden, anhand einer zweiten Probenahme, mehrere Luftproben-Filter vom

gleichen Standortes (Intensivrottehalle) gemeinsam suspendiert und aliquotiert. Diese Ali-

quots wurden unter Beachtung strenger zeitlicher Parallelität nach Postversand getrennt von

den beteiligten Laboren aufgearbeitet und ausgewertet.

Die Ergebnisse zeigten sowohl für Schimmelpilzsporen (entsprechend TRBA 430) wie auch

für Aktinomyceten bei Bebrütungstemperaturen 30 °C und 50 °C eine Streubreite im Maxi-

mum-Minimum-Verhältnis zwischen Faktor drei und vier. Diese laborbedingte Streuung ent-

sprach damit auch der im ersten Ringversuch für die Bestimmung von Schimmelpilzen [56]

ermittelten Größenordnung, und damit auch der allgemeinen Streubreite kultureller, mikro-

biologischer Nachweisverfahren (s.o.).

Unterzieht man, die geschilderten Sachverhalte berücksichtigend, die im Schrifttum genann-

ten Werte über gemessene Luftkeim-Konzentrationen einer kritischen Würdigung, so läßt

sich feststellen, daß diese vielfach in einer zahlenmäßigen Genauigkeit angegeben werden,

die eine Meßwert-Genauigtheit vorspiegeln, die mit der derzeitigen Realität (kultur-

basierender) lufthygienischer Meßverfahren unvereinbar sind.

I.d.R. erfolgt die Meßwert-Angabe in Form eines Faktors a (zum Teil versehen mit mehreren

Kommastellen), multipliziert auf die Zehnerpotenzstufe, angegeben in 10 zur log-Basis b

(a,aaa x 10b KBE/m³). Einige Untersucher bevorzugen als Basiseinheit den Faktor 1000, die

Meßwert-Angabe erfolgt z.B. als aaa,aa x 10³ KBE/m³, wieder andere nennen, insbesondere

im Bereich von niedrigen Luftkeim-Konzentrationen, eine exakte (ausgerechnete) Zahl: aaa-

aa. Wieder andere geben nur noch einen errechneten Quotienten der Abweichung zwischen

Referenz-(Hintergrund-) Meßwert und dem eigentlichen Meßwert an (aaa x Hintergrundwert).

Abgesehen davon, daß solche unterschiedlichen Meßwert-Angaben wenig zur Datenver-

gleichbarkeit beizutragen vermögen - auch hierin macht sich das Problem fehlender Stan-

dards bzw. Konventionen bemerkbar - , eine Reihe von diesen Meßwert-Angaben beruhen in

ihrer scheinbaren Genauigkeit auf reinen Rechenoperationen, ohne daß dem Aspekt, an

welcher Kommastelle der Meßwertangabe sich der der Methodik anhaftende Meßwertfehler

(allerspätestens) bemerkbar machen muß.

In Anbetracht der derzeit vorliegenden Erfahrungen muß konstatiert werden, daß ein auf

kulturellen Nachweistechniken basierender Bioaerosol-Meßwert allerhöchstens in Form ei-

nes Faktors (ohne Kommastellen), multipliziert zum Exponent der Basis 10, angegeben wer-

den sollte (a x 10b, in vielen Fällen wird - unerkannt - bereits dieser Exponent "b" den wirkli-

chen, systematischen Fehler der Methode beinhalten). Andernfalls besteht die Gefahr, daß

Personen, die nicht "vom Fach" sind, in Anbetracht von vielen, vorhandenen Nachkomma-

47

Stellen die Genauigkeit eines solchen Meßwertes überinterpretieren (und mglw. Grenzwerte

diskutieren, in der fälschlichen Annahme, sie hätten eine Methodik zur Verfügung, die eine

meßtechnisch exakte Überprüfung und Einhaltung dieser Werte erlauben würde).

2.6 Topographische und meterologische Einflußfaktoren auf die atmo-

sphärische Ausbreitung von Bioaerosolen aus Kompostieranlagen

Wie die bisherigen Ausführungen gezeigt haben, spielen neben Typ und Aktivitätsstatus der

Kompostieranlagen die lokalklimatischen/orographischen Randbedingungen, die durch den

Standort der Anlage im Gelände festgelegt sind, bei den Messungen eine große Rolle. Daher

sollen nachfolgend einige meteorologische/orographische Kriterien, die die Ausbreitung von

Mikroorganismen ins Umfeld von Kompostierungsanlagen beeinflussen können, konkret an-

gesprochen werden. Prinzipiell lassen sich bei der Bearbeitung der oben genannten Prob-

lemstellung drei Situationen unterscheiden:

• Standort: Freies, ebenes Gelände

• Standort: Gegliedertes Gelände

a) Lage in einer allseits durch Geländehindernisse und/oder Bauwerke

umschlossenen Senke (Kessel)

b) Lage in Talzügen und/oder Hanglage

Standort: Freies, ebenes Gelände:

Die Ausbreitung und Verteilung von Luftbeimengungen wird im wesentlichen durch anlagen-

bedingte Einflüsse und durch die bodennahe Windverteilung bestimmt. Geländespezifische

Einflußfaktoren spielen an solchen Standorten eine eher untergeordnete Rolle. Eine Beein-

flussung der Ausbreitung durch Bewuchs oder Bebauung sollte allerdings auch an diesen

Standorten nicht vernachlässigt werden.

Die Planung eines Messprogramms zur Erfassung von Mikroorganismen im Einwirkungsbe-

reich des Emittenten (z. B. ”Luv/Lee-Untersuchung”) wird sich ganz wesentlich auf die

Kenntnisse der standortspezifischen Windrichtungs- und Windgeschwindigkeitsverteilung

stützen. Wird dieser Parameter gemessen, so sollte die Erfassung in einer Höhe von 10 m

über Grund über einen Zeitraum von mindestens einem Jahr erfolgen. Entsprechende Daten

48

können aber, als Diagramme der langjährigen Verteilung von Windrichtung und Windstärke,

vom Deutschen Wetterdienst auch für Orte, die zwischen den Wetterstationen liegen, bezo-

gen werden.

Standort: Gegliedertes Gelände:

a) Lage in einer allseits durch Geländehindernisse und/oder Bauwerke

umschlossenen Senke (Kessel)

Die Ausbreitung und Verteilung von Luftbeimengungen wird, wie im ebenen Gelände, we-

sentlich von der bodennahen Windverteilung bestimmt. Bei der Planung von Messungen sind

wesentliche Unterschiede zwischen Tages- und Nachtzeiten zu berücksichtigen. Während

bei Messungen zu Tageszeiten der Bewuchs und die Bebauung des Geländes als wesentli-

che Einflußfaktoren genannt werden müssen, spielen in den Nachtzeiten die lokalklimati-

schen Verhältnisse eine zunehmend wichtige Rolle. In Kessellagen ist nach Sonnenunter-

gang, und hier besonders in ‘Strahlungsnächten’, davon auszugehen, daß sich die von den

Hängen abfließende Kaltluft langsam in den Senken des Kessels sammelt (Bildung von Kalt-

luftseen). Bodennahe Emissionen reichern sich zunächst unterhalb der sich ausbildenden

Bodeninversion stark an, ehe es möglicherweise zu einem ‘Überlauf der Kaltluftseen’ kom-

men kann. Dabei ist es nicht auszuschließen, daß eine Verfrachtung der Emissionsströme

auch über die begrenzenden Geländehindernisse hinaus stattfindet. Außerdem kann es zu

Veränderungen der meteorologischen Bedingungen kommen, die für eine weitere Ausbrei-

tung von Luftbeimengungen verantwortlich sind. Mit geeigneten Tracer- oder Rauchversu-

chen können bereits im Vorgriff von geplanten Untersuchungen mit vergleichsweise gerin-

gem Aufwand wichtige Hinweise auf die zu erwartende Ausbreitungssituation gewonnen

werden.

b) Lage in Talzügen und/oder Hanglage

In Talzügen und Hanglagen ist davon auszugehen, daß die Geländetopographie einen we-

sentlichen Einfluß auf das bodennahe Windfeld und somit auch auf die bodennahe Ausbrei-

tung einer Emission ausübt. Unter solchen Bedingungen wird die bodennahe, lokale Wind-

richtung sehr stark an den Geländeverlauf angepaßt, auch wenn eigentlich eine andere

Hauptwindrichtung vorliegt. Bei Anlagen in der Ebene und in Hangnähe, deren Abluft über

Schornsteine abgeführt wird, ist bei Windrichtungen, die zu einer Verfrachtung der Emissi-

49

onsströme in Richtung Hang führen, damit zu rechnen, daß bestimmte Hangbereiche massiv

mit den Emissionen der Anlage beaufschlagt werden.

Eine besondere Situation stellt die Ausbreitung im Zusammenhang mit thermischen Lokal-

windsystemen dar, die in sogenannten Strahlungsnächten entstehen. Im Verlaufe entspre-

chender Witterungslagen bilden sich am Boden Kaltluftströme aus, die sich ähnlich einer

zähen Flüssigkeit hangabwärts bewegen und dem Verlauf eines Talzuges folgen. Bodenna-

he Luftschadstoffemissionen wie z. B. Gerüche oder Mikroorganismen werden in solchen

Kaltluftströmen unter nur geringer Verdünnung, dem Geländegefälle folgend, teilweise über

Entfernungen von mehreren Kilometern transportiert und können daher auch noch in großen

Entfernungen von der Quelle zu Belästigungen oder sonstigen Auswirkungen führen.

Das oben beschriebene Ausbreitungsverhalten gilt für bodennahe Emissionen. Bei Anlagen,

die ihre Emissionen über Schornsteine abführen, kann es durchaus vorkommen, daß diese

in Luftschichten gelangen, die eine von der bodennahen Luft entkoppelte Ausbreitungssitua-

tion aufweisen. Hierdurch können sowohl die Ausbreitungsrichtung als auch die Verdün-

nungseffekte im Vergleich zu bodennahen Emissionen variieren. Besonders deutlich kann

dieser Effekt in den oben beschriebenen Strahlungsnächten auftreten.

Wie die obige kurze Beschreibung einzelner Ausbreitungssituationen zeigt, sind pauschale

bzw. allgemeingültige Aussagen hinsichtlich der Ausbreitung von Mikroorganismen oder von

Gerüchen im Einwirkungsbereich von Kompostierungsanlagen unabhängig von der Stand-

ortsituation und den meteorologischen Verhältnissen kaum möglich. Die Frage, welche Kon-

zentrationen in welchen Entfernungen zur Anlage auftreten, kann nur standortspezifisch und

in Abhängigkeit von der meteorologischen Situation hinreichend genau beantwortet werden.

3 Erfahrungen aus bisherigen Arbeiten

Verglichen mit der Zahl an Untersuchungen im Arbeitsschutz gibt es nur wenige Studien und

nur entsprechend geringe Meßerfahrungen zur Immission und Emission aus Anlagen zur

biologischen Abfallbehandlung. Die meisten Studien zu dieser Thematik wurden für Kompos-

tierungsanlagen im Rahmen von Forschungsvorhaben durchgeführt. Diese Einzelstudien

hatten zumeist das Ziel, Entfernungsabstände zu ermitteln, bei denen keine Beeinflussung

der mikrobiologischen Qualität der Außenluft mehr festgestellt werden konnte. Sehr wenige

Studien befaßten sich bislang gezielt mit der Entwicklung von geeigneten Meßstrategien und

Meßvorschriften.

50

Prinzipiell muß berücksichtigt werden, daß bei allen Studien zur Immission und Emission, die

auf diskontinuierlichen Probenahmen beruhen, nur Momentaufnahmen aufgezeigt werden

können. Dies gilt auch für fast alle bisher durchgeführten Studien zur Immission von Bioae-

rosolen aus Kompostierungsanlagen. Der hohe zeitliche Untersuchungsaufaufwand, beson-

ders aber das Fehlen von Verfahren fürkontinuierliche Messungen mit hoher zeitlicher Auflö-

sung, schränken sowohl die Datenbasis als auch ihre Aussagekraft ein.

Von den in Tabelle 2 zusammengestellten Sammelgeräten wurden in Studien zu mikrobiellen

Emissionen und Immissionen aus Kompostwerken häufig Sammler aus der Gruppe der Im-

paktoren eingesetzt. So wurde in einigen Studien der RCS Sammler [58, 59, 60], SAS-

Geräte [59, 61, 62], der sechsstufige Andersen-Kaskadenimpaktor [63] und Schlitzsammler

[64] eingesetzt.

In Deutschland wurden in jüngster Zeit i.d.R. Filtrationssammler verwendet, bei denen die mit

Mikroorganismen beaufschlagten Filter entweder direkt auf Nährmedien aufgelegt werden

(direktes Verfahren) oder die gesammelten Partikel zur mikrobiologischen Analyse zuerst in

Suspension gebracht werden (indirektes Verfahren, in Anlehnung an TRBA 430, [47]. So

wurde vor allem das MD8 - Gerät der Fa. Sartorius zum Nachweis kultivierbarer Mikroorga-

nismen in der Luft eingesetzt [65, 66, 67].

Vergleiche mit anderen Probenahmegeräten, z.B. Impaktoren oder Impingern, stehen für den

Außenluftbereich bisher noch nicht in ausreichendem Maße zur Verfügung, jedoch liegt einer

der Vorteile der Verwendung von Filtrationssammlern in der Vergleichbarkeit mit einem

Standardverfahren, das für den Bereich des Arbeitsschutzes schon vorliegt (TRBA 430) [47].

In diesem Zusammenhang wurden, wie erwähnt, auch schon erste Ringversuche durchge-

führt [56,57]. Ein weiterer Vorteil der Filtrations-Sammler besteht in der hohen Sammeleffi-

zienz namentlich bei der Bestimmung luftgetragener Sporen von Schimmelpilzen und in den

Einsatzmöglichkeiten über einen weiten Konzentrationsbereich (KBE/m³), durch die Aus-

wahlmöglichkeit zwischen direktem und indirektem Verfahren. Hinsichtlich der biologischen

Sammeleffizienz beim Nachweis luftgetragener vegetativer Bakterienzellen und Hefen lassen

sie jedoch einen hohen Meßwertfehler erwarten. Je nach Fragestellung und den nachzuwei-

senden Organismenparametern können deshalb auch andere Sammelverfahren sinnvoll

sein. So erlaubt die Anwendung von Mehrstufenimpaktoren eine Fraktionierung der Probe

nach Partikelgrößen, und es können zum Beispiel mit Impingern höhere Ausbeuten für Bak-

terien erreicht werden, wie arbeitsplatzbezogene Messungen zeigten [59, 68, 69, 70, 71, 72].

Bei den für Bioaerosol-Emissions- und Immissionsmessungen/-prognosen in Deutschland

gegenwärtig zur Anwendung kommenden Meßstrategien gibt es derzeit zum Teil erhebliche

51

Unterschiede, die neben der Sammlerwahl auch die Auswahl der Probenahmestandorte, die

Anzahl der Probenwiederholungen, die untersuchte Emissionssituation (worst case - Szena-

rio versus Durchschnittsbedingungen) und anderes mehr betreffen. Neben den Ansätzen,

kompostwerksbedingte Immissionen meßtechnisch zu erfassen, gibt es auch den Ansatz,

nach Bestimmung der Emissions-Quellstärke unter Anwendung der VDI-Richtlinie 2782 die

resultierenden Immissionen zu berechnen. Eine zusammenfassende Übersicht über die un-

terschiedlichen Strategien gibt Tabelle 3.

52

Tabelle 3: Übersicht über verschiedene, in Deutschland beschriebene Meßstrategien zur Erfassung von Bioaerosol-Immissionen aus Kompostwerken [nach 12, 65, 66, 67]. Meßstrategie I II III IV

1. Merkmale

1.1 Messung in Hauptwindrichtung

- zeitgleich x - x -

- zu verschiedenen Zeiten am selben Tag

x (3) x (3) x (5) -

- Meßtage mind. 3 8 - -

- Probenahmeorte im Winkel 30° >9 30, 70,100

m S (bis 500)

nach Gelände >9 50, 100, 200, 500

m S

nach Gelände >4 100 - 4000m

-

1.2 Hintergrundmessung

- zeitgleich x - x -

- zu verschiedenen Zeiten

- x x x (12)

- am selben Tag x x x x (8)

- Probenahmeorte 500 m Luv 100, 200 m Luv 300, 800 m Luv 2000 x 2000 m, A

1.3 Sammeltechnik

- Filtration x x x -

- Impaktion - (x) *1 - x

- Impingement - (x) *2 - x

- direkte Methode x (1 min) (x) *1 x x

- indirekte Methode x (6 min) x x x

- Bakteriologie GBZ, T.A.- GBZ, T.A., S GBZ, T.A., S GBZ, T.A. S

- Mykologie GSPZ, A.F., S GSPZ, A.F., S GSPZ, A.F., S GSPZ, A.F. S

1.4 Besonderes Vorgehen

- Bestimmung der Quellstärke

- - - x

- Anwendung eines Rechenmodells

- - - VDI-Richtlinie 2782

- Worst case Anlagen- betrieb

- - x -

- Worst case Wetterla- ge

- - x -

- Normalbetrieb x x x

Fortsetzung Tabelle 3:

53

Messstrategie I II III IV

2. Vorteile Zeitgleiche Erfas-sung einer Istsitua-tion unter Durschschnittsbe-dingungen

Erweiterter Über-blick über die ge-messenen Bioae-rosole

Zeitgleiche Er-fassung einer Istsituation mit zu erwartenden Spitzenwerten

Nur Bestimmung der Grundbelastung, der Quellstärke und der Partikel-größenverteilung

Begrenzter Gerä-te- und Personaleinsatz

Qualitative Aussa-gen über die Aero-sol-Zusammenset-zung(Partikelgrößen) möglich

Wenn die ge-messenen Werte gering sind, sind alle Betriebssitu-ationen (worst case) in der Aus-sage mit abge-deckt

Generelle Aussagen über die zu erwar-tende Durchschnitts-Immission ohne Einzelmessungen möglich

Wegen vglw. ge-ringem Aufwand viele Wiederho-lungen möglich

3. Nachteile Erheblicher Auf-wand an Gerät-schaften und Per-sonal

Verschiedene Luftkeimsammel-geräte müssen vorhanden sein

Erheblicher und kurzfristig abruf-barer Aufwand an Gerätschaften und Personal

Keine Aussage über den Einzelfall

Für ein repräsentatives Gesamtbild vieleWiederholungen

notwendig

Für sichere Aus-sagen sind meh-rere Wiederho-lungen notwen-dig

Keine Aussage über Partikelgrö-ßen

Keine Aussage über Partikelgrö-ßen

Keine Aussage über Extremsitua-tionen möglich

Keine Aussage über Extremsitua-tionen möglich

Keine Aussage zur Normalbelas-tung

*1 Der Einsatz des Andersen-Sammlers ist zur Partikelgrößenbestimmung notwendig

*2 zur Erfassung bakterieller Parameter sinnvoll

GBZ Gesamt-Bakterienzahl (aerob mesophil)

T.A. Thermophile Actinomyceten (-sporen)

GSPZ Gesamt-Schimmelpilzsporenzahl

A.F. Aspergillus fumigatus

S zusätzliche Meßpunkte und mikrobiologische Parameter nach Bedarf

A weitere Verfahren zur Bestimmung der Hintergrundkonzentrationen beschrieben

(n) bei verschiedenen Zeiten: die Anzahl der Wiederholungen am selben Tag

54

Hinsichtlich der in aktuellen Studien bestimmten Meßparameter zeichnen sich deutliche Ge-

meinsamkeiten ab. So wurden i.d.R. die Konzentrationswerte an mesophilen Bakterien und

Schimmelpilzsporen, an thermotoleranten Schimmelpilzen, darunter Aspergillus fumigatus,

und thermophilen Aktinomyzeten bestimmt. Von diesen zeichnen sich thermotolerante

Schimmelpilze, namentlich A. fumigatus, und die Gruppe der thermophilen Aktinomyzeten

als geeignete Indikatoren für Emissionen aus Kompostierungsanlagen ab.

Diese Mikroorganismengruppen erreichen in der unbelasteten Außenluft üblicherweise nur

geringe Konzentrationswerte [48, 65, 72, 60] und kommen andererseits in Kompostierungs-

anlagen, selektiv begünstigt durch den thermophilen Rotteprozeß, gehäuft vor. Weit unspe-

zifischer im Hinblick auf Emissionen von Kompostierungsanlagen wird von einigen Autoren

der Nachweis von mesophilen Schimmelpilzen und Bakterien beurteilt [13, 48, 67]. Nach den

Ergebnissen von GERBL-RIEGER et al. [65] hingegen sind auch die mesophilen Bakterien

(Anzucht bei 37°C) ein sensitiver und geeigneter Parameter zur Erfassung von Anlage-

neinfluß in der Umgebung.

Im folgenden soll versucht werden, die Erfahrungen aus verschiedenen Studien, was die ver-

wendeten Meßstrategien, die Sammel- und Nachweisverfahren und die erzielten Ergebnisse

betrifft, zu vergleichen. Der Schwerpunkt der Erörterung liegt dabei auf dem Vergleich von

Studien der vergangenen zwei bis drei Jahre in Deutschland. Darüberhinaus sei hier auf frü-

here ausführliche Literaturstudien zum Fragenkomplex mikrobieller Emissionen und Immissi-

onen aus Abfallwirtschaftsanlagen verwiesen [9, 10, 48, 73].

Hierbei muß zwischen Immissions- und Emissionsmessungen unterschieden werden.

Immissionsmessungen

Hinsichtlich der räumlichen und zeitlichen Auflösung der Immissionsprobenahmen unter-

scheiden sich die Studien beträchtlich. Die Angaben zu den Entfernungen der ausgewählten

Probenahmestandorte in ihrer Entfernung zur Emissionsquelle reichen von unmittelbarer

Anlagennähe bis zu wenigen Kilometern. Zum Teil wurden zeitgleiche, zum Teil aufeinander-

folgende Probenahmen durchgeführt. Auch wurden, je nach Fragestellung, prinzipiell unter-

schiedliche Konzepte zur Probenahmesituation (Durchschnitt - worst case Szenario, s.u.) ge-

wählt (s. Tab. 4).

Herausgegriffen sei zunächst eine amerikanische Studie [60]. Diese, angefertigt von einem

Expertengremium aus Arbeitsmedizinern und Vertretern anderer Fachrichtungen, sollte unter

Einbeziehung der gesamten, zum status quo vorhandenen, internationalen wissenschaftli-

55

chen Datenlage die Fragestellung beantworten, ob durch die Ausbreitung von Bioaerosolen

aus Kompostierungsanlagen mögliche gesundheitliche Risiken für Anwohner gegeben seien.

Hierfür wurden im Laufe eines Jahres an einer Kompostierungsanlage monatliche Messun-

gen an drei ausgewählten Standorten durchgeführt, zum einen in Lee zur Anlage im Bereich

des errechneten Immissionsmaximums, zum anderen in Luv sowie in der Anlage selbst.

Gemessen wurde mit dem RCS-Sammler. Bestimmt wurden die Konzentrationswerte an

Bakterien, mesophilen und thermotoleranten Pilzen, darunter A. fumigatus. Damit ließ sich

feststellen, daß die Bioaerosolausbreitung in solchem Grade von den meteorologischen Be-

dingungen, den Betriebszuständen, der Betriebsgröße und der Topographie des Untersu-

chungsgebietes anhängig ist, daß verallgemeinernde Schlußfolgerungen aus den Meßer-

gebnissen an einer Anlage hinsichtlich der Immissionssituation nicht gezogen werden kön-

nen.

In jüngster Zeit wurden in Deutschland im wesentlichen zwei unterschiedliche Meßstrategien

erprobt. Beiden Meßstrategien gemeinsam war, daß in Lee zur Anlage, in Abhängigkeit von

der zum Meßzeitpunkt herrschenden Windrichtung, an mehreren Probenahmeorten Mes-

sungen durchgeführt wurden. Die Probenahmeorte waren dabei in unterschiedlicher Entfer-

nung zur Anlage angeordnet, innerhalb derernoch meßbare Konzentrationserhöhungen

durch die aus der Anlage emittierten Bioaerosole erwartet wurden. Zur Ermittlung der ”Nor-

malwerte” erfolgten Vergleichsmessungen in Luv zu den Anlagen. Auch die jeweils bestimm-

ten Meßparameter waren in weiten Teilen gleich (s. o.), und für beide Untersuchungen wurde

das Filtrationsprinzip (MD 8) verwendet, die Probenaufarbeitung und -auswertung erfolgt in

Anlehnung an die TRBA 430 [47].

Um, ähnlich wie in den geschilderten Ansätzen der amerikanischen Studie, ein Bild der mitt-

leren Immissionssituationen im Umfeld der Anlagen zu gewinnen, wurde in der bisher um-

fassendsten Studie in Deutschland die Immissionssituation von drei Kompostierungsanlagen

(geschlossener (eingehauster) und offener Anlagenbau) untersucht [65]. Dazu wurden die

Anlagen innerhalb eines Jahreszyklus von jeweils acht Meßkampagnen (Meßtage) je Anlage

bei normalen Betriebsbedingungen und verschiedenen Witterungslagen (unterschiedliche

Windrichtung und Ausbreitungsbedingungen) an bis zu neun Probenahmestellen beprobt.

Eingesetzt wurden MD 8-Filtrationssammler. Die Immissionsprobenahmeorte lagen leeseitig

in Abständen zwischen 50 und 500 Meter zur Anlage. Weiterhin wurden auch zwei Probe-

nahmestellen in Luv der Anlagen mit einbezogen sowie Probenahmestellen in den Anlagen

selbst.

56

In der Untersuchung wurde von vorneherein auf eine Gleichzeitigkeit bei der Durchführung

der Probenahmen verzichtet. Dabei wurde von der Überlegung ausgegangen, daß bei einer

Windgeschwindigkeit von z. B. 1 m/sec luftgetragene Partikel zum Überwinden einer Distanz

von 500 m 500 sec (8 1/3 Minuten) benötigen. Insofern müßte, wenn eine zeitgleiche Mes-

sung unter dem Aspekt erfolgt, eine Partikel-Ausverdünnung infolge zunehmender Distanz

zur Aerosolquelle zu untersuchen, dieser Aspekt der Zeitversetzung für jeden einzelnen

Meßpunkt berücksichtigt werden (wenn tatsächlich "dasselbe" Aerosol beprobt werden soll),

was sich unter den tatsächlichen Gegebenheiten von out door -Messungen nicht realisieren

läßt. Der Wind im Freiland weht zudem kaum mit konstanter Geschwindigkeit in eine Rich-

tung.

Ermittelt (berechnet) wurden anhand der Ergebnisse sowohl die Jahresdurchschnitts- als

auch Spitzenwerte der Immissionen. Dazu bedurfte es, um gesicherte Aussagen zu erhalten,

einer großen Anzahl von Meßwiederholungen je Meßstandort. Anhand beider Auswertungen

ließ sich eine entfernungsabhängige Abnahme der Immissionen von thermotoleranten

Schimmelpilzen, A. fumigatus und thermophilen Aktinomyzeten in Lee nachweisen. In der

Betrachtung der Durchschnittswerte in 50 bis 500 Meter Abstand zu einer "geschlossenen"

(Intensivrotte eingehaust) Anlage konnte schon im Abstand von 200 Meter teilweise kein

Anlageneinfluß mehr feststellt werden, jedoch wurden Spitzenwerte gemessen, die um eine

Zehnerpotenz oder mehr über den (errechneten) Jahresmittelwerten lagen. Für eine offene

Anlage konnte der Einfluß der werksseitigen Emission noch im Abstand von 500 Meter

nachgewiesen werden, wenn freisetzungsrelevante Tätigkeiten (Shreddern etc.) stattfanden

[65].

Betrachtet man die im Ergebnis ermittelten Werte in 100 m Lee und 100 m Luv zu den Anla-

gen, so zeigten sich bei den unterschiedlichen erfaßten Parametern zum Teil deutliche Un-

terschiede. Die an diesen beiden Meßpunkten für den Parameter Gesamt-Schimmelpilz-

Sporenzahl (GSPZ) mit vier unterschiedlichen Kulturbedingungen ermittelten Mittelwerte aus

allen Probenahmen waren in 100 m Abstand von der Anlage in Luv wie in Lee nahezu gleich.

Die Meßwerte für thermophile wie auch mesophile Aktinomyzeten hingegen wiesen zwi-

schen Luv und Lee im Mittel mindestens eine Differenz von einer Zehnerpotenz auf. Auch

bei Bakterien mit einer Kultivierungstemperatur von 37 °C wurden in 100 m Abstand zwi-

schen den Mittelwerten für Luv und Lee-Messung mehr als eine Zehnerpotenz Unterschied

festgestellt.

Die in Luv ermittelten Mittelwerte für alle Meßparameter lagen, sowohl in 100 m als auch in

200 m Abstand zur Quelle, in den meisten Fällen in den Größenordnungen, wie sie im

57

Schrifttum für unbelastete Umgebungsluft als "Normal"-Konzentrationen beschrieben sind.

Es wurden jedoch auch in Luv zu den Anlagen zum Teil Spitzenwerte gemessen, die über

diesen Bereich hinausragten. So resultierten für die GSPZ zum Teil Luv-(Hintergrund-)-

Konzentrationswerte von 5 x 104 KBE/m3, parallel dazu 3 x 10³ KBE/m³ für thermophile Ak-

tinomyceten. Es ist wenig wahrscheinlich, daß der aktuelle Anlageneinfluß in Luv für die Hö-

he dieser Meßwerte verantwortlich war, Diese Werte sind eher als Indiz zu betrachten, daß

auch unter "Normalbedingungen" in der Außenluft, z.B. bedingt durch andere Umwelt-

Emissionsquellen oder aktuelle Besonderheiten der Witterungsbedingungen (z.B. Aufwirbe-

lung von rottenden Materialien durch den Wind) mitunter Spitzenkonzentrationen an luftge-

tragenen Mikroorganismen nachgewiesen werden können, die über die Durchschnittswerte

hinausreichen. Ähnliche Befunde wurden schon von anderer Seite berichtet [13,48].

In einer weiteren, aktuellen Studie [67] wurde die Ausbreitung von (u.a.) thermotoleranten

Schimmelpilzsporen, darunter A. fumigatus, und von Bakterien im Vergleich zwischen einer

eingehausten und einer teileingehausten Kompostierungsanlage untersucht. Die Probenah-

men fanden, pro Anlage, an jeweils fünf unterschiedlichen Meßtagen statt. Im Gegensatz zur

vorgenannten Untersuchung wurden alle Probenahmen, an bis zu 10 ImmissionsProbenah-

meorten sowie in Luv der Anlagen, zeitgleich durchgeführt, wodurch kurzfristig ein großer

technischer und personeller Einsatz realisiert werden mußte. Zusätzlich wurden Emissions-

messungen an den Biofiltern der Anlagen (s.u.) durchgeführt.

Auch die Probenahmen in dieser Studie erfolgten unter Verwendung des MD 8 (Filtrations-

sammler). Es wurden Immissions-Messpunkte beprobt, die in Entfernungen von ca. 20 bis zu

500 Metern von der Anlage angeordnet waren.

Die Ergebnisse dieser Studie ließen deutliche Unterschiede zwischen den beiden Anlagen

erkennen. So konnten bei der eingehausten Anlage, leeseitig in 200 Meter Entfernung, nur

Meßwerte registriert werden, die im Bereich von "normalen" Hintergrundkonzentration lagen,

Im Fall der teileingehausten Anlage wurden jedoch noch in einer Entfernung von 500 Metern

Einzelmeßwerte festgestellt, die maximal um eine Zehnerpotenz über der zeitgleich gemes-

senen, lokalen Hintergrundkonzentration lagen.

Eine andere in jüngerer Zeit in Deutschland erprobte Strategie war im Gegensatz zu den

vorgenannten Studien von vorneherein nicht auf die Ermittlung eines durchschnittlichen Sta-

tus, sondern auf die Untersuchung möglicher Immissions-Spitzenwerte, auf ein mögliches

worst case Szenario der Immissionssituation, abgestellt .

In dieser Vorgehensweise wurden drei Kompostierungsanlagen intensiv untersucht [66]. Ei-

nes der Hauptziele der Untersuchungen bestand in der Erfassung möglicher Maximalwerte

58

an ausgewählten Immissionsmeßpunkten. Eine Erfassung der maximalen Belastungswerte

war allerdings nur möglich, wenn, unter Berücksichtigung entsprechender Expertisen, die

Probenahmeparameter bezüglich Ort und Zeitpunkt sehr sorgfältig ausgewählt wurden. Es

mußten insbesondere die lokalen meteorologischen Bedingungen genau beachtet werden.

Die Messungen in dieser Studie erfolgten unter Bedingungen, die eine möglichst unverdünn-

te Ausbreitung von Emissionen aus der Anlage erwarten ließen (windschwache, austausch-

arme Wetterlagen, mit z.B. Kaltluftabflüsse bzw. niederschlagsfreie Wetterlagen mit konstan-

ter Windrichtung, geringer Windgeschwidigkeit und eingeschränktem Vertikalaustausch). Für

die Untersuchung bedeutete dies, daß die Probenahmen manchmal zu unüblichen Zeiten

durchgeführt werden mußten, also auch außerhalb der üblichen Anlagen-Betriebszeiten in

den Abend- und Nachtstunden. Gleichzeitig zu den Messungen mußten die Anlagen so be-

trieben werden, daß auch emissionsseitig Maximalwerte der Freisetzung von Mikroorganis-

men in die Luft zu erwarten waren. Dies bedeutete, daß während den Probenahmen intensi-

ve Arbeitsaktivitäten in den Anlagen stattfanden (z.B. Umsetzvorgänge des Kompostmateri-

als).

Die Probenahme erfolgte zeitgleich an sechs ausgewählten Meßstellen pro Anlage, unter

Berücksichtigung der standortspezifischen Topographie und der lokalklimatischen Verhält-

nisse. Die Erfassung der luftgetragenen Mikroorganismen wurde mit Hilfe von MD8-

Filtrationssammlern durchgeführt, und es wurden gleichzeitig alle relevanten meteorologi-

schen Parameter gemessen. Diese Vorgehensweise bedingte einen hohen personellen und

technischen Aufwand, um kurzfristig auf die aktuellen meterologischen Situationen reagieren

zu können und erforderte eine interdisziplinäre Zusammenarbeit. Vier bzw. fünf der sechs

Probenahmepunkte befanden sich in unterschiedlichen Entfernungen (Abstände von 100 m

bis 3,4 km) in Lee zur Anlage. Der oder die (2 Punkte) Referenzpunkte zur Ermittlung der

Hintergrundkonzentration befanden sich luvseitig zur Anlage. Bei der Auswahl der leeseiti-

gen Probenahmepunkte wurden vorliegende Geruchsbeschwerden von Anwohnern soweit

wie möglich berücksichtigt.

Auch die Ergebnisse dieser Studie bestätigten, daß thermophilen Organismengruppen (z.B.

Actinomyceten und Schimmelpilze) bei der Beurteilung des Emissionsgeschehens aus Kom-

postierungsanlagen eine Indikatorfunktion zugeordnet werden kann. Auf Grund der unter-

schiedlichen ortsspezifischen Verhältnisse an den drei Standorten war ein direkter Vergleich

der erzielten Ergebnisse untereinander zwar nur eingeschränkt möglich, trotzdem wurde für

alle drei Anlagen eine Tendenz in Richtung einer Abnahme der Immissionskonzentrationen

mit zunehmender Entfernung von der Anlage festgestellt. An einem Kompostwerk wurde in

100 m Abstand, bei einem zweiten in Abständen von 200 bis 320 m Anlageneinfluß, insbe-

59

sondere erhöhte Konzentrationen thermophiler Mikroorganismen festgestellt. An einer dritten

Anlage war ein Anlageneinfluß bei Entfernungen von 500 m und in Einzelfällen auch bis über

1000 m zwar erkennbar (an den Probenahmeorten wurden teilweise erhöhte Konzentratio-

nen verschiedener Mikroorganismengruppen wie z.B. von thermophilen Aktinomyzeten fest-

gestellt), die Erhöhung gegenüber den Hintergrundkonzentrationen konnte aber nur selten

als signifikant bezeichnet werden. Die Meßwerte lagen oft in einer Größenordnung von etwa

103 KBE m3 und bewegten sich damit in einem Bereich, in dem die Meßgenauigkeit auf-

grund geringer Koloniezahlen nur unzureichend war. Bezüglich des topographischen Um-

felds der Anlagen zeigte sich, daß bei einer der untersuchten Anlagen in bebautem Gebiet

die Konzentrationen in 500 m bereits wieder ähnlich hoch waren wie die Hintergrundwerte,

während insbesondere über Freiflächen und in Tallagen eine Verfrachtung auch über weitere

Entfernungen möglich ist. Außerdem wurden teilweise innerhalb relativ kurzer Zeiträume von

ungefähr 1 h – abhängig von den Luftströmungsverhältnissen - beträchtliche Schwankungen

der Immissionskonzentrationen ermittelt.

In der vergleichenden Betrachtung dieser und anderer Studien lassen sich einerseits Ge-

meinsamkeiten, andererseits auch Unterschiede erkennen. So erwiesen sich übereinstim-

mend die Parameter Gram-negative Bakterien und mesophile Bakterien nur im Einzelfall

geeigneter Indikator. Hinsichtlich der Abstände, für die keine gegenüber ”Normalwerten” er-

höhten Konzentrationen an Sporen des Schimmelpilzes A. fumigatus konstatiert werden,

variieren die Angaben von 90 Metern bis über 1 Kilometer [64 bis 66, 74 bis 79].

Dies zeigt, daß sich verallgemeinernde Aussagen hinsichtlich Immissionen von Kompostie-

rungsanlagen anhand der derzeitigen Datenlage nicht treffen lassen, da übereinstimmend

alle Studien zu dem Ergebnis kommen, daß jeweils eine Einzelfallbewertung erforderlich ist,

die die konkreten topographischen Gegebenheiten, die meteorologischen Rahmenbedingun-

gen und die Anlagenkonzepte der jeweiligen Anlagen berücksichtigt. Darüberhinaus kann

gesagt werden, daß einheitliche Meßstrategien auch bei den in jüngerer Vergangenheit in

Deutschland durchgeführten Studien nicht gegeben sind. Hierbei könnten durchaus unter-

schiedliche Ansätze formuliert werden, da z. B. Jahresmittelwerte wie auch worst-case-

Betrachtungen jeweils eine qualitativ andere Aussage ermöglichen.

Vergleicht man unter diesem Aspekt die drei hier vorgestellten deutschen Studien, so be-

steht hinsichtlich der Ergebnisse die wichtigste Gemeinsamkeit darin, daß in allen Fällen ein

klares Konzentrationssprofil in Abhängigkeit von der Entfernung bei wichtigen Parametern

(Indikatorgruppen) erkennbar wurde. Die Meßwerte auf der Lee-Seite der Anlagen waren in

hohem Maße entfernungsabhängig.

60

Bei einem Abstand von bis zu 200 m zur Anlage wurden in allen drei Studien [65, 66, 67]

deutlich erhöhte Meßwerte festgestellt. Ein geringerer, aber noch vorhandendener Anlage-

neinfluß konnte fallweise in einem Abstand von 500 m beobachtet werden. Bei diesem Ab-

stand gab es, ebenso wie bereits bei den 200 m Werten, wichtige Unterschiede hinsichtlich

der Höhe der Meßwerte in Abhängigkeit davon, ob offene oder geschlossene (eingehauste

Anlagen) Kompostierungsanlagen untersucht wurden. Während bei den offenen Anlagen fast

überall ein Anlageneinfluß festgestellt werden konnte, war dies bei geschlossenen Anlagen

häufig nicht der Fall. Die in 500 m Entfernung von der Anlage festgestellten Konzentrations-

werte waren außerdem in starkem Maße abhängig von den meteorologischen Rahmenbe-

dingungen und der lokalen Topographie.

Bei Entfernungen oberhalb von 500 m konnte ein Anlageneinfluß nur noch festgestellt wer-

den, wenn optimale Ausbreitungsbedingungen (worst case) vorherrschten. Über die Häufig-

keit solcher Ausbreitungssituationen gibt es keine Erkenntnisse. Als besonderes Problem bei

diesen Entfernungen muß außerdem die mit größer werdendem Abstand zunehmende

Wahrscheinlichkeit einer Beeinflussung der Meßwerte durch andere Emissionsquellen ge-

nannt werden. Hier besteht die Notwendigkeit einer eindeutigen Quellen-Identifikation.

Emissionsmessungen

Unter einer Emissionsmessung ist die Ermittlung des/der Emissionsstromes/ -fracht an der

Emissionsquelle, also am Übertritt des Abgases/der Abluft in die Atmosphäre, zu verstehen.

Dazu wird üblicherweise die Konzentration an Mikroorganismen im Abluftstrom und der zu-

gehörige Volumenstrom gemessen, aus beiden Werten wird die Mikroorganismenfracht

(KBE pro Zeiteinheit) errechnet.

Bei der Durchführung von Emissionsmessungen hat die Art der zu untersuchenden Quelle

entscheidenden Einfluß auf die Meßstrategie und Probenahme. Man unterscheidet Punkt-

quellen (Schornsteine, Abluftstutzen), aktive Flächenquellen (Biofilter, belüftete Mieten),

passive Flächenquellen (nicht zwangsbelüftete Mieten, Verkehrsflächen) und diffuse Quellen

(Anlieferverkehr, Umsetzer, geöffnete Hallentore). Bei nicht vollständig eingehausten Anla-

gen werden die Bioaerosol-Emissionen aus zahlreichen aktiven, passiven und diffusen Quel-

len freigesetzt. Arbeiten im Außenbereich der Anlage, Abwehungen von Mieten, die Ausbil-

dung kleinräumiger Konvektionszellen infolge Sonneneinstrahlung bzw. erhöhter Oberflä-

chentemperaturen, hervorgerufen durch die Aktivität von Mikroorganismen, können hier An-

trieb für die Überführung von Mikroorganismen in den luftgetragenen Zustand sein. Die Be-

61

stimmung von Mikroorganismen-Frachten bereitet bei nicht vollständig eingehausten Anla-

gen derzeit erhebliche Probleme.

Anzumerken ist, daß die Mehrzahl der in der Literatur verfügbaren Daten zu Keimemissionen

aus Kompostierungsanlagen nicht durch ”echte” Emissionsmessungen ermittelt wurde, son-

dern es wurden Messungen in der Umgebungsluft in der Nähe der Emissionsquelle vorge-

nommen.

Die meisten Untersuchungen zu Emissionsfrachten liegen für die aktiven Quellen vor [65, 72,

80, 81, 82]. Grund hierfür ist das Vorliegen eines definierten Abluftvolumenstroms. Für Biofil-

ter existieren Untersuchungen, die eine deutliche Verminderung der Mikroorganis-

menkonzentrationen nach Durchströmen des Biofilters um eine Zehnerpotenz und mehr er-

kennen lassen, während andere Daten keine Minderung zeigen [10]. Desweiteren wurde

auch eine Verschiebung des Artenspektrums im Reingas gegenüber dem Rohgas eines Bio-

filters beschrieben [80].

Bei Untersuchungen an zwei Anlagen mit Biofiltern wurden Emissionskonzentrationen für

Schimmelpilze, thermotolerante Pilze, darunter A. fumigatus, A. niger u. a. ermittelt [82]. Die

Anlagen wurden an drei bzw. fünf Meßtagen in Roh- und Reingas zeitgleich untersucht, wo-

bei je Meßtag fünf bis sechs Probenahmen erfolgten. Ein Vergleich der Mittelwerte für A.

fumigatus im Roh- und Reingas ergab, daß nach Durchströmen des Biofilters oft eine Ver-

minderung, in keinem Fall eine Erhöhung der Konzentrationen vorlag. Das Konzentrationsni-

veau im Rohgas und Reingas war nicht gleichmäßig, sondern es traten Unterschiede über

die Meßtage und die Anlagen auf.

Bei den passiven Flächenquellen und den diffusen Quellen (z. B. Kompostmieten, Umsetz-

vorgänge) die vor allem bei geringer technisierten Anlagen einen beträchtlichen Teil der E-

missionsquellen darstellen können, ist die Ermittlung der Emissionsfrachten schwieriger als

bei den Biofiltern, da kein definierter Abluftvolumenstrom vorliegt.

Ein Ansatz zur Abschätzung der Emissionsfrachten anhand von Konzentrationsmessungen

findet sich in Gerbl-Rieger et al. [65], wobei in die Schätzung als wesentliche Parameter die

angenommene Querschnittsfläche der Ausbreitungswolke senkrecht zur Windrichtung sowie

die Windgeschwindigkeit eingehen.

Weitere Ansätze für die Beprobung derartiger Quellen finden sich bei den Untersuchungen

von Kühner et al. [81]. Hier wurde in Analogie zu der Bestimmung von Geruchsemissionen

aus passiven Quellen mit einer aktiv belüfteten Haube, sowie mit Untersuchungen an einem

Windtunnel der Einfluß einer Planenabdeckung auf die Freisetzung von Keimen im Rottever-

lauf verfolgt. Die Untersuchungen wurden mit Filtrationssammlern durchgeführt. Zur Ver-

62

meidung einer Partikelselektion wurde in Anlehnung an [83] eine isokinetische Probenahme

vorgenommen.

Zusammenfassend läßt sich feststellen, daß Vorschriften und Regelwerke auch für mikrobiel-

le Emittenten ausgearbeitet werden sollten, wobei eine Anlehnung an die bestehenden An-

sätze bei der Messung von Staub und Geruch erfolgen sollten. Insbesondere für die Probe-

nahme und die Ermittlung von Emissionsfrachten an passiven Quellen und diffusen Quellen

liegen bisher nur wenige Erfahrungen vor. Hier besteht dringender Untersuchungsbedarf.

4 Schlußfolgerungen und Ausblick

Die Erfassung von Bioaerosol-Emissionen und Immissionen aus Kompostierungsanlagen ist

bereits aufgrund des präventiven Gesundheits- und Umweltschutzes geboten, der sich auch

in der juristischen Konstruktion des Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetzes wiederfindet,

ungeachtet der Tatsache, daß derzeit keine definierten Kriterien für die medizinische Bewer-

tung derartiger Emissionen und Immissionen vorliegen. Normen oder Richtlinien für die

Durchführung von Emissions- und Immissionsmessungen für Bioaerosole gibt es derzeit

nicht. Jedoch lassen sich insbesondere aus den neueren in Deutschland durchgeführten

Studien und der aktuellen fachlichen Diskussion grundlegende Erkenntisse und Schlußfolge-

rungen ziehen.

Aktuell wurden in Deutschland im Wesentlichen unterschiedliche Meßstrategien erprobt. Den

Strategien ist gemeinsam, daß in Lee zur Anlage, in Abhängigkeit von der zum Meßzeitpunkt

herrschenden Windrichtung, an mehreren Probenahmeorten Messungen durchgeführt wer-

den. Die Probenahmeorte sind dabei in unterschiedlicher Entfernung zur Anlage in einem

Winkel angeordnet, in dessen Mitte die Hauptimmission zu erwarten ist. Bei einer Strategie

werden an allen Probenahmeorten zeitgleich bzw. in enger zeitlicher Abstimmung und syn-

chron mit Emissionsmessungen in der Anlage Proben genommen, wobei durchschnittliche

meterologische und anlagentechnische Situationen untersucht werden. Bei einer anderen

Strategie wird, bei zeitgleichen Probenahmen, der Zeitpunkt der Messungen so gewählt, daß

die meteorologischen Bedingungen eine maximale Immission erwarten lassen. Gleichzeitig

wird die Anlage so betrieben, daß auch die Emissionen Maximalwerte erreichen (worst ca-

se). Diese Meßstrategie ist gut geeignet, wenn es um die Erfassung einer maximalen Belas-

tung geht. Sie hat den Vorteil, daß sie innerhalb einer relativ kurzen Meßkampagne durchzu-

63

führen ist. Die Messung kann jedoch nur unter definierten meteorologischen Bedingungen

durchgeführt werden, und insbesondere bei zeitgleichen Messungen muß ein großer techni-

scher und personeller Einsatz kurzfristig realisiert werden können.

Bei anderen Meßstrategien werden im Verlauf eines Jahres bei normalen Betriebsbedin-

gungen und verschiedenen Wetterlagen (unterschiedliche Ausbreitungsbedingungen) an

allen Probenahmeorten die Probenahmen in ausreichender Häufigkeit durchgeführt. Hier-

durch erhält man ein umfassenderes Bild von verschiedenen möglichen Immissionssituatio-

nen im Umfeld der Anlage. Im Vergleich zur vorgenannten Strategie bedarf es für eine gesi-

cherte Aussage einer großen Anzahl von Meßwiederholungen je Probenahmeort.

Zur Probenahme wurden in allen diesen Studien Filtrationssammler eingesetzt, und die Pro-

benaufarbeitung erfolgte in Anlehnung an die TRBA 430. Damit lassen sich die erhaltenen

Meßwerte aus den Studien zumindestens in Teilbereichen miteinander vergleichen. Außer-

dem besteht eine Vergleichsmöglichkeit mit Mikroorganismen-Meßdaten aus dem Bereich

des Arbeitschutzes, die ebenfalls mit Filtrationssammlern (nach TRBA 430) gewonnen wur-

den. Es muß angemerkt werden, daß sich die Ergebnisse aus Vergleichsstudien unter La-

borbedingungen oder aus Arbeitsplatzstudien nur begrenzt in den Immissionsbereich über-

tragen lassen. Filtrationssammler sind außerdem gut geeignet für den Nachweis luftgetrage-

ner Sporen. Sowohl thermotolerante Schimmelpilze (incl. A. fumigatus) als auch thermophile

Aktinomyzeten, die sich in den Studien als geeignete Indikatoren für Bioaerosol-Immissionen

im Umfeld von Kompostieranlagen erwiesen haben, können mit dem Verfahren gut nachge-

wiesen werden. Durch Kombination des ‘direkten’ und ‘indirekten’ Probenahmeverfahrens

kann die Methode außerdem über einen weiten Konzentrationsbereich angewendet werden.

Trotz der genannten Vorteile, die eindeutig für einen Einsatz von Filtrationsverfahren spre-

chen, gibt es auch Situationen und Fragestellungen, in denen andere Meßverfahren bzw.

Sammler zur Erreichung bestimmter Meßziele besser geeignet sind. So können zum Bei-

spiel bei einigen mikrobiologischen Meßparametern (insbesondere vegetative Formen von

Mikroorganismen) mit Impingern höhere Ausbeuten erzielt werden, und die Geräte lassen

sich auch bei sehr hohen rel. Luftfeuchten einsetzen. Die Anwendung von Mehrstufenimpak-

toren erlaubt eine Fraktionierung der Proben nach aerodynamischen Partikelgrößen.

Um Bioaerosol-Immissionen ihren Quellen zuordnen zu können, sind in enger zeitlicher Ab-

stimmung Emissionsmessungen erforderlich. Auch können Immissionsprognosen nur mit

Kenntnis der Quellstärken gerechnet werden. Bei der Durchführung von Emissionsmessun-

gen ist außerdem zu beachten, daß die verschiedenen Quelltypen, insbesondere bei quell-

nahen (Immissions-) Messungen unterschiedliche Meßstrategien erfordern. Es gibt erst we-

64

nige Erfahrungen mit Messungen an Emissionsquellen. Insgesamt kann jedoch festgestellt

werden, daß Emissionsmessungen - soweit möglich - isokinetisch in Anlehnung an die Richt-

linie VDI 2066 durchgeführt werden sollten. Hierzu, sowie zur Entwicklung geeigneter Geräte

und Vorschriften, besteht noch erheblicher Forschungsbedarf.

Wenn man die Ergebnisse der aktuellen Studien zusammenfaßt, dann kristallisieren sich fol-

gende Kriterien für eine zukünftige, standardisierte Meßstrategie heraus:

1. Für Probenahmen, insbesondere auf Schimmelpilz- und Aktinomyzeten-Sporen erscheint

das im Arbeitsschutz eingeführte Membranfilterverfahren geeignet. Es ist verhältnismäßig

einfach zu standardisieren und erlaubt eine schnelle Kontrolle beprobter Luftvolumina.

2. Probenahmen sollten, in enger zeitlicher Abstimmung, sowohl in der Anlage als auch im

Luv und bei unterschiedlichen Abständen im Lee erfolgen.

3. Hinsichtlich der meteorologischen Bedingungen bzw. zum Einfluß des Betriebszustands

einer Anlage gibt es unterschiedliche Ansätze, die jeweils qualitativ unterschiedliche Aus-

sagen ermöglichen. Eine sachgerechte Beurteilung des Emissionsverhaltens und der Im-

missionssituation wird davon abhängig sein, inwieweit es gelingt, verschiedene Emissi-

onsituationen und meterologische Ausbreitungsbedingungen hinreichend genau zu erfas-

sen und zu beschreiben.

4. Für Emissions- und Immissionsmessungen sind dieselben Meßparameter zu Grunde zu

legen. Nach den Erfahrungen aus den vorliegenden Studien haben sich zum Nachweis

von Immissionen aus Kompostwerken insbesondere thermophile Aktinomyzeten sowie

thermotolerante Schimmelpilze, namentlich A. fumigatus als geeignet erwiesen. Auch me-

sophilen Bakterien (37° C) konnte eine wichtige Indikatorfunktion zugeordnet werden [65].

Dabei ist allerdings darauf hinzuweisen, das aufgrund einer für diesen Parameter nicht

ausreichenden Sammeleffizienz die Messungen der Bakterienkonzentration mit dem Filt-

rationsverfahren sehr kritisch zu bewerten sind. Aus der Verhältnisbildung einzelner Pa-

rameter zueinander (z.B. mesophile Schimmelpilze zu thermophilen Aktinomyceten) läßt

sich der Anlageneinfluß auch über größere Entfernungen hinweg feststellen.

65

5. Die Meßwerte aller Studien zeigen eine erhebliche Variationsbreite. Dies ist teilweise auf

die tatsächlichen Schwankungen der Emissions- und Immissionskonzentrationen zurück-

zuführen, wird aber auch in erheblichem Ausmaß durch eine zu geringe Anzahl von Paral-

lel- bzw. Wiederholungsproben bestimmt (statistische Auswertung). Es ist unumgänglich,

daß an jedem Probenahmepunkt eine ausreichend hohe Anzahl von Wiederholungsmes-

sungen durchgeführt werden und daß die Anzahl der Probenahmetage ebenfalls genü-

gend hoch ist.

6. Aufgrund der oben geschilderten Unzulänglichkeiten bei der Probenahme und den be-

trächtlichen Auswirkungen auf die Meßergebnisse erscheint es besonders wichtig, daß

Konventionsverfahren festgelegt werden, mit deren Hilfe die Gleichwertigkeit von unter-

schiedlichen Messungen des Luftkeimgehaltes so weit wie möglich sichergestellt und ü-

berprüft werden kann.

Die Richtigkeit und Genauigkeit der Meßergebnisse wird darüberhinaus durch weitere Ein-

flußgrößen bestimmt. Zu nennen sind hier beispielsweise tages- und jahreszeitliche Schwan-

kungen der Emissionsfrachten und der Hintergrundbelastung, die Tenazität der Mikroorga-

nismen in der Außenluft oder der Sammelstreß während der Probenahme und des Trans-

ports der Proben. Da mit den aufgezeigten Methoden ausschließlich lebende und/oder ver-

mehrungsfähige Organismen erfasst werden, muß an dieser Stelle außerdem darauf hinge-

wiesen werden, daß die Arbeitsschritte der Kultivierung und Koloniezählung, die eine Selek-

tion bestimmter Organismengruppen bewirken, ebenfalls maßgebliche Einflußgrößen auf die

Meßgenauigkeit darstellen.

Die bisher vorliegenden methodischen Erfahrungen lassen eine Standardisierung der

Meßstrategie und der nachgeschalteten mikrobiologischen Nachweisverfahren als notwendig

und sinnvoll erscheinen. Erst wenn mit vergleichbaren Strategien (gemeinsamer Fehler) Un-

tersuchungen durchgeführt werden, lassen sich die Ergebnisse wirklich miteinander verglei-

chen, und es würde die Voraussetzung für das Entstehen einer breiteren Datenbasis ge-

schaffen. Potentiell mögliche und zukünftige Richtlinien für standardisierte Meßstrategien

und Nachweisverfahren sollten unter Berücksichtigung anderer einschlägiger Regelwerke

Aussagen zu folgenden Punkten treffen:

· Probenahmebedingungen (meteorologische Situation (worst case - Normalzustand), An-

zahl und Lage der Probenahmeorte, Probenahmeverfahren und -gerät, Probenahmedau-

66

er, Anzahl der Wiederholungsmessungen, Angaben zu Lagerung und Transport der Pro-

ben)

· Festlegung von Referenzverfahren

· Auswahl der Meßparameter (Organismengruppen, Bestandteile von Organismen, Staub,

Größenfraktionierung)

· Aufarbeitung der Proben (Medien, Kultivierungsdauer, Kultivierungsbedingungen, Nach-

weisverfahren usw.)

· Auswertung der Meßwerte (Aussagekraft, statistische Bewertung, Verfahrenskenngrößen

usw.)

Darüberhinaus wird, parallel zur hier vorausgesetzten Standardisierung eines oder mehrerer

Meßverfahren, erheblicher Bedarf zur Durchführung weiterer Forschungs- und Entwicklungs-

arbeiten gesehen. Als besonders dringlich hervorzuheben sind folgende Bereiche:

· Vergleich verschiedener Emissions- und Immissionsprobenahmeverfahren

· Methodenoptimierung bei der Probenahme an Emissionsquellen, insbesondere an diffu-

sen Emissionsquellen

· Validierung der Meßmethoden

· Entwicklung von Meßverfahren zur Erfassung von Gesamtzellzahlen (kultivierbare und

nicht kultivierbare Mikroorganismen)

· Entwicklung von kontinuierlichen Meßverfahren

· Automatisierung von Meßverfahren

· Abschätzung des Einflusses unterschiedlicher biologischer Parameter (z.B. versch. Me-

dien bei derselben Organismengruppe, Kultivierungsbedingungen, Eignung der Sammel-

systeme usw.) auf den jeweils erhaltenen Meßwert

· Berücksichtigung modernerer Methoden (immunologische und molekularbiologische

Nachweisverfahren, mögliche Eignung für die Bioaerosol-Detektion)

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