Genauigkeit, Vergleichbarkeit und Feldtauglichkeit personengetragener Monitore zur Bestimmung der Exposition gegenüber Nanopartikeln

Transkript

1 Genauigkeit, Vergleichbarkeit und Feldtauglichkeit personengetragener Monitore zur Bestimmung der Exposition gegenüber Nanopartikeln Nanopartikel C. Asbach, H. Kaminski, D. Dahmann, C. Monz, V. Neumann, S. Plitzko, A. Meyer-Plath, N. Dziurowitz, B. Simonow, M. Fierz, A. M. Todea Zusammenfassung Im Hinblick auf den Gesundheitsschutz von Arbeitnehmern wird der Überwachung der inhalativen Exposition gegenüber Nanopartikeln ein zunehmender Stellenwert beigemessen. Die Exposi - tion sollte generell im Atembereich, d. h. 30 cm rund um Mund und Nase gemessen werden. Geeignete personengebundene nanopartikelspezifische Messgeräte, die die Exposition mit hoher Zeitauflösung erfassen, sind erst seit wenigen Jahren auf dem Markt. Die derzeit verfügbaren Geräte wurden intensiv in Bezug auf ihre Genauigkeit, Vergleichbarkeit und Feldtauglichkeit untersucht. Die Studie ergab, dass man bei der Bestimmung der lungendeponierbaren Oberflächenkonzentration und der mittleren Partikelgröße von einer Genauigkeit und Vergleichbarkeit von ±30 % oder besser ausgehen kann. Bei der Messung der Anzahlkonzentration sind hingegen größere Abweichungen bis ±50 % nicht unüblich. In den Feldmessungen erwiesen sich die Geräte als robust und zuverlässig einsetzbar. Es konnten keine systematischen Unterschiede aufgrund der Positionierung der Geräte am Körper festgestellt werden. Allerdings ergaben sich teilweise massive Minderbefunde bei der Verwendung silikonhaltiger Probenahmeschläuche. Accuracy, comparability and field applicability of personal monitors for the assessment of exposure to nanoparticles Abstract Inhalation exposure to nanoparticles needs to be assessed in view of the protection of workers health. Human exposure should generally be measured in the breathing zone, i.e. within a 30 cm hemisphere around mouth and nose. Personal nanospecific instruments that allow for a highly time resolved exposure measurement have been available for a few years only. In the work presented here, the currently available instruments have been subject of an intensive study of their accuracy, comparability and field applicability. The study revealed that an accuracy of ±30% or better can be expected when measuring the lung deposited surface area concentration and mean particle size with these instruments. Measurements of the number concentration are less accurate and deviations of ±50% not uncommon. The monitors have proven to be robust and reliable in field measurements and no systematic differences were found depending on the positioning of the instruments on the body. However, strong underreporting of the airborne concentrations were found in some cases when using silicone sampling tubes. 1 Einleitung Gemäß der Definition der Europäischen Union [1] handelt es sich bei einem Nanomaterial um ein natürliches, bei Prozessen anfallendes oder zielgerichtet hergestelltes Material, das Partikel in ungebundenem Zustand, als Aggregat oder als Agglomerat enthält und bei dem mindestens 50 % der Partikel in der Anzahlgrößenverteilung ein oder mehrere Außenmaße im Bereich von 1 bis 100 nm haben. Beispiele für Nanomaterialien natürlichen Ursprungs sind Dr.-Ing. Christof Asbach, Dipl.-Ing. Heinz Kaminski, Dr. rer. nat. Ana Maria Todea, Institut für Energie- und Umwelttechnik e. V. (IUTA), Duisburg. Dr. rer. nat. Dirk Dahmann, Dipl.-Ing. Christian Monz, Dipl.-Biol. Volker Neumann, Institut für Gefahrstoff-Forschung (IGF), Berufs - genossenschaft Rohstoffe und chemische Industrie, Bochum. Dipl.-Ing. Sabine Plitzko, Dr. rer. nat. Asmus Meyer- Plath, Dipl.-Ing. (FH) Nico Dziurowitz, M. Sc. Barbara Simonow, Bundesanstalt für Arbeitsschutz und Arbeitsmedizin (BAuA), Berlin. Dr. Martin Fierz, Fachhochschule Nordwestschweiz, Windisch, Schweiz. Nukleationspartikel oder Partikel aus Vulkanausbrüchen. Sie können auch als Nebenprodukte in thermischen Prozessen entstehen, wie z. B. Dieselruß, oder, wie im Fall von SiO 2 oder TiO 2 -Nanopartikeln, gezielt für Anwendungen wie kratzfeste Lacke oder Kosmetika (z. B. Sonnencreme) hergestellt werden. Die möglichen gesundheitlichen Auswirkungen luftgetragener nanoskaliger Partikel sind bereits seit einigen Jahren im Fokus der Gesundheitsforschung [2 bis 5], da solche Partikel über die Atmung in den Körper gelangen und bis in die Alveolen getragen werden können. Traditionell wird die Exposition gegenüber luftgetragenen Partikeln durch die Bestimmung der Partikelmassenkonzentrationen quantifiziert. In der Umgebungsluft wird hierzu die Feinstaubkonzentration (PM 10, d. h. D 50 = 10 mm 1) ) und an Arbeitsplätzen die Massenkonzentration an einatembarem (E-Staub) oder alveolengängigem Staub (A-Staub, D 50 = 4 mm) gemessen. Da die Masse eines Partikels mit der dritten Potenz des Partikeldurchmessers skaliert, verfügt z. B. ein einzelnes 10 mm großes Partikel über dieselbe Masse wie eintausend 1 mm große Partikel, 1 Million 100 nm große Partikel oder 1 Milliarde 10 nm große Partikel. Hieraus folgt im Umkehrschluss, dass eine verlässliche Bestimmung der Massenkonzentration luftgetragener nanoskaliger Partikel auch bei sehr hohen Par- 1) Messungen von Staubfraktionen, wie z. B. Feinstaub oder A-Staub, werden in der Regel mit einem Trägheitsvorabscheider durchgeführt, der große Partikel abscheidet. Die Abscheidekurve folgt dabei einer S-Form. Die Partikelgröße, bei der 50 % der Partikel abgeschieden werden, bezeichnet man als D

2 470 tikelanzahlkonzentrationen eine messtechnische Herausforderung darstellen kann. Gleichzeitig wurde in toxikologischen Untersuchungen beobachtet, dass die gesundheit - lichen Auswirkungen in der Lunge deponierter nicht oder schwer löslicher Partikel offensichtlich besser mit der Partikelanzahl- [6] oder insbesondere der Oberflächendosis [4; 7] korrelieren als mit der herkömmlich verwendeten Partikelmassendosis. Aus diesen Gründen ist es zur Bestimmung der relevanten Exposition notwendig, neben der herkömmlichen Messtechnik zur Messung der Massenkonzentration auch eine geeignete und validierte Messtechnik für die Bestimmung der Anzahl- und Oberflächenkonzentration luftgetragener Partikel zur Verfügung zu haben. Die mit der Nanotechnologie verbundenen Fortschritte auf dem Gebiet der Materialentwicklung speziell auf dem Gebiet der Kompositwerkstoffe haben zu einem deutlichen Anstieg der Produktion und Verwendung von Nanopartikeln in Forschung und Industrie geführt. Daher ist der mög - lichen Exposition gegenüber Nanopartikeln am Arbeitsplatz eine zunehmende arbeitshygienische Relevanz beizumessen [8]. Arbeitsplatzaspekte sollen im Folgenden im Vordergrund stehen. Die Erkenntnisse lassen sich jedoch weitgehend auch auf andere Szenarien im Bereich des Verbraucher- und Umweltschutzes übertragen. Für die Bestimmung von Expositionen an Arbeitsplätzen wurden speziell an die Erfordernisse von Nanopartikeln angepasste Messstrategien entwickelt [9; 10]. Diese legen besonderes Augenmerk auf die Unterscheidung der Exposition gegenüber synthetischen Nanopartikeln und ubiquitären Hintergrundpartikeln. Da der Nachweis einer Freisetzung synthetischer Nanopartikel sehr aufwendig sein kann, sehen diese Messstrategien ein dreistufiges Vorgehen vor. Während die erste Stufe der reinen Informationssammlung darüber dient, ob und in welcher Form am Arbeitsplatz Nanomaterialien gehandhabt werden, kommen in der zweiten Stufe einfache tragbare Messgeräte zum Einsatz, die auf einfache Weise Konzentrationsabschätzungen erlauben. Deuten die Messergebnisse der zweiten Stufe auf eine Freisetzung synthetischer Nanopartikel und eine damit verbundene Exposition der betroffenen Arbeiter hin, so wird in der dritten Stufe die Exposition mit dem dafür notwendigen, in der Regel großen Aufwand detailliert bestimmt. So werden ty - pischerweise Partikelgrößenverteilungen gemessen und Partikelproben gesammelt. Sofern hierfür stationäre Messgeräte zum Einsatz kommen, kann die Exposition in der Praxis nur an wenigen Stellen im Raum bestimmt werden, sodass auch auf Stufe drei weder Konzentrationsprofile noch personenbezogene Expositionen gemessen werden. Die dafür notwendigen personentragbaren Messgeräte zur Bestimmung individueller Expositionen gegenüber Nano - partikeln im Atembereich, d. h. im Abstand von max. 30 cm von Mund und Nase [11], sind erst seit relativ kurzer Zeit verfügbar und daher bisher nicht explizit Gegenstand der erwähnten Messstrategien. Aufgrund der großen Bedeutung einer individuellen Expositionsbewertung beschäftigt sich das SIINN Era-Net Projekt nanoindex (www. nanoindex.eu) vordringlich mit der Evaluierung der neuen personengebundenen Messgeräte hinsichtlich Messgenauigkeit und Feldtauglichkeit. Ein Gerät kann als personentragbar eingestuft werden, wenn es ausreichend klein und leicht ist, um an einem Gurt befestigt direkt oder über einen Schlauch im Atembereich zu messen. Dabei darf das Gerät seinen Träger nicht wesentlich bei der Ausübung seiner Tätigkeiten beeinträchtigen. Ferner muss das Gerät mit einer Batterie zu betreiben sein, die seinen Betrieb mindestens für die nach der Technischen Regel für Gefahrstoffe (TRGS) 402 vorgeschriebenen Mindestdauer von zwei Stunden, idealerweise jedoch für die Dauer einer Schicht von 8 h, erlaubt. Die verfügbare personentragbare Messtechnik lässt sich allgemein unterscheiden in Sammler und Monitore. Während Sammler Partikel über einen wählbaren Zeitraum auf einem Substrat oder Filter abscheiden und so eine nachfolgende Analyse der Massenkonzentration, Morphologie und/oder chemischen Zusammensetzung etc. erlauben, handelt es sich bei Monitoren um direkt anzeigende Geräte, die Konzentrationen mit hoher Zeitauflösung von bis zu 1 s bestimmen. Nur Monitore eignen sich daher dazu, kurzwährende Expositionsspitzen zu erfassen, wie sie z. B. beim Umschütten von Pulvern oder dem Reinigen von Produktionsanlagen auftreten können. Durch Mittelung über den gewünschten Zeitraum lassen sich auch mit hoch zeitauflösenden Monitoren zeitgemittelte Expositionen berechnen, z. B. 8-h-Schichtmittelwerte. Aufgrund ihrer besonders vielfältigen Anwendungsmöglichkeiten fokussiert dieser Artikel auf personengebundene Monitore. Der Vollständigkeit halber sei erwähnt, dass weder Kondensa - tionskernzähler (condensation particle counter, CPC), noch optische Partikelzähler zu den hier behandelten Geräten zählen, da diese entweder nicht personentragbar sind oder der erfasste Partikelgrößenbereich den Nanometerbereich nicht einschließt. 2 Verfügbare personengebundene Monitore 2.1 Technik Derzeit sind drei personentragbare Monitore kommerziell verfügbar. Dabei handelt es sich um die Geräte vom Typ DiSCmini (Testo AG, Titisee-Neustadt, Deutschland), Par - tector (naneos particle solutions GmbH, Windisch, Schweiz) und nanotracer (oxility B.V., Eindhoven, Niederlande). Das Messprinzip aller drei Geräte basiert auf der unipolaren Diffusionsaufladung eingesaugter Aerosolpartikel und anschließender Messung des durch die geladenen Partikel hervorgerufenen Stroms. Hierzu werden zunächst Ionen durch eine Koronaentladung an einem dünnen Draht erzeugt, die sich durch die Brownsche Molekularbewegung diffusiv an die Partikel anlagern und diese dadurch elektrisch aufladen. Die resultierende mittlere Anzahl n c an partikelgetragenen Elementarladungen ist eine Funktion der Partikelgröße d p und materialunabhängig. Auch bei unterschiedlicher Ausführung solcher Koronaauflader ergibt sich eine etwa gleiche Abhängigkeit der Aufladung von der Partikelgröße [12 bis 16] n c d () 1 p x Der Exponent x liegt hierbei für alle bekannten Aufladertypen zwischen 1,1 und 1,2. Nach Entfernung überschüssiger Ionen in einer Ionenfalle wird der durch die geladenen Partikel hervorgerufene Gesamtstrom mithilfe eines Faraday-Bechers und eines Elektrometerverstärkers gemessen. Nur ein gewisser größenabhängiger Anteil an Partikeln wird infolge der Inhalation in der Lunge deponiert, wohingegen der verbleibende Anteil wieder ausgeatmet wird [17]. Die Depositionswahrscheinlichkeiten sind zudem nach den verschiedenen Lungenbereichen (tracheal, bronchial,

3 Herstellerangaben zu den personengebundenen Monitoren. 2.3 DiSCmini Der DiSCmini wurde ursprünglich als miniature diffusion size classifier (minidisc) an der Fachhochschule Nordwestschweiz entwickelt [14]. Das kommerzielle Gerät DiSCmini und der Prototyp minidisc sind bis auf wenige im Wesentlichen kosmetische Änderungen identisch, sodass häufig beide Bezeichnungen synonym verwendet werden. Das Gerät ist größer als der Partector und eignet sich nicht, um direkt im Atembereich getragen zu werden. Stattdessen lässt es sich an einem Gurt oder Gürtel befestigen, um durch einen Schlauch Proben im Atembereich zu nehmen. Zunächst werden dem Probenaerosol bei einem Volumenstrom von 1 l/min alle Partikel mit einem aerodynamischen Durchmesser größer als ca. 700 nm in einem Impaktor entnommen. Anschließend passiert das Aerosol einen unipolaren Diffusionsauflader und eine Ionenfalle. Die Strommessung erfolgt beim DiSCmini in zwei sequentiellen Stufen. In der ersten Stufe wird das Aerosol durch einen Stapel von Edelstahlgittern geleitet, an dem bevorzugt kleinere Partikel abgeschieden werden. Die Abscheidung erfolgt im Wesentlichen aufgrund der Brownschen Molekularbewegung (Diffusionsabscheidung), d. h. die Partikel werden mit abnehmendem Durchmesser zunehmend effizienter abge- Monitortygrößekonzentration Partikel Anzahl LDSA- Genauigkeit Zeitauf Volumen Gewicht Größe Batterie Konzentration lösung strom in g in mm³ laufzeit in nm in 1/cm³ in µm²/cm³ in s in l/min in h Partector 10 bis n. z. 0 bis ± 20 % 1 0, x 78 x Partector 10 bis n. z. 0 bis ± 20 % 1 0, x 78 x b TEM DiSCmini 20 bis bis 10 6 n. s. ± 30 % 1 1, x 90 x 45 6 bis 8 nanotracer 20 bis 120 a 0 bis 10 6 n. s. ± 1500 cm ,4 bis 0, x 95 x 35(62) 7 a Modaldurchmesser; b bei ausgeschalteter Sammlung auf TEM-Netzen; n. z.: nicht zutreffend; n. s.: nicht spezifiziert alveolar) zu differenzieren, wobei für die Bewertung mög - licher gesundheitlicher Effekte von Nanopartikeln insbesondere ihre Deposition in den Lungenbläschen (Alveolen) von Bedeutung ist. Die alveolare Depositionsrate von Partikeln kann über ein Modell der International Commission for Radiological Protection (ICRP) abgeschätzt werden [18]. Untersuchungen haben gezeigt, dass die nach diesem Modell alveolar lungendeponierbare Oberfläche (engl. lung deposited surface area, LDSA) luftgetragener Partikel, d. h. der Anteil der gesamten luftgetragenen Partikeloberfläche, der in den Alveolen deponiert würde, in gewissen Grenzen eine sehr ähnliche Partikelgrößenabhängigkeit aufweist wie die unipolare Diffusionsaufladungswahrscheinlichkeit [15; 19]. Die LDSA-Konzentration kann somit direkt aus der Strommessung durch Verwendung eines einfachen Kalibrierfaktors bestimmt werden. Alle verfügbaren personengebundenen Monitore bestimmen daher die alveolare LDSA-Konzentration. Da die Depositionsrate in den Alveolen ein Maximum bei etwa 20 nm und ein Minimum bei etwa 400 nm aufweist, ist der Partikelgrößenbereich, für den dieser Zusammenhang gilt, auf etwa 20 bis 400 nm begrenzt [20; 21]. Dies ist bei der Verwendung der Messgeräte zu berücksichtigen, da deren Messbereich nicht entsprechend eingeschränkt wird. Die LDSA-Konzentration wird üblicherweise in der Einheit mm²/cm³ angegeben. DiSCmini und nanotracer verfügen zudem über Einrichtungen, um die mittlere Partikelgröße und die Anzahlkonzentration zu bestimmen. Hierzu wird die Größenverteilung der Partikel im Gerät derart manipuliert, das zwei Teilströme entstehen. Da das Verhältnis der beiden Ströme von der Partikelgröße abhängt, lässt sich so auch die mittlere Partikelgröße des vermessenen Aerosols bestimmen. Zusätzlich wird von den Geräten unter Annahme einer lognormalen Partikelgrößenverteilung und deren Verteilungsbreite aus der LDSA-Konzentration sowie der mittleren Partikelgröße auch die Anzahlkonzentration der Partikel abgeschätzt. 2.2 Partector Der Partector ist der derzeit kleinste verfügbare Monitor. Mit einer Größe von 13,4 cm 7,8 cm 2,9 cm und einem Gewicht von 400 g lässt er sich direkt im Atembereich tragen und kann so auch ohne Verwendung eines Probenahmeschlauchs betrieben werden. Der Probenahmevolumenstrom beträgt 0,5 l/min. Ein Vorabscheider zur Begrenzung der Partikelgrößen im Probenaerosol ist nicht vorgesehen. Zunächst werden die Partikel in einem unipolaren Diffu - sionsauflader aufgeladen und die überschüssigen Ionen in einer Ionenfalle entfernt. Zur Strommessung wird die Influenzladung beim Eintritt der Partikel in ein Induktionsrohr gemessen [22]. Tritt innerhalb dieses vom Aerosol durchströmten Induktionsrohrs eine zeitliche Ladungsänderung auf, so entsteht eine Influenzladung, deren Höhe vom Ladungsgradienten abhängt. Um derartige Ladungsgradienten zu erzeugen, wird beim Partector die Koronaentladung mit einer Frequenz von 0,5 Hz ein- und ausgeschaltet, sodass abwechselnd aufgeladene und nicht aufgeladene Partikel ins Induktionsrohr ein- und wieder austreten. Beim Ein- und Austritt der Pakete geladener Partikel wird jeweils eine negative bzw. positive Influenz ladung erzeugt, die als Scheitelwert des zu- und abfließenden Stroms gemessen werden. Der Scheitelwert ist dabei ein Maß für den durch die Partikel hervorgerufenen Gesamtstrom, sodass daraus die LDSA-Konzentration bestimmt wird. Die zeitliche Auf - lösung beträgt 1 s. Da nur der Spitze-Tal-Wert des Signals gemessen wird, wirkt sich eine mögliche Elektrometerdrift nicht auf das Messergebnis aus. Ein weiterer Vorteil dieser Messmethode ist, dass die geladenen Partikel für die Messung nicht abgeschieden werden und so weiter zur Verfügung stehen. Mit der Version Partector-TEM besteht daher die Möglichkeit, die geladenen Partikel direkt im Gerät elektrostatisch auf einem TEM-Netz (TEM: Trans - missionselektronenmikroskopie) abzuscheiden und so für nachfolgende elektronenmikroskopische Untersuchungen der Partikelgröße, -morphologie oder -zusammensetzung zur Verfügung zu stellen. Trotz dieser zusätzlichen Möglichkeit ist der Partector-TEM nur geringfügig größer als der herkömmliche Partector (Tabelle). 471

4 472 schieden. Der durch die Deposition dieser geladenen Partikel hervorgerufene Strom I d wird mit einem Elektrometerverstärker bestimmt. In der zweiten Stufe werden sämtliche im Luftstrom verbleibenden Partikel auf einem hocheffizienten Filter gesammelt und der resultierende Strom I f über einen zweiten Elektrometerverstärker gemessen. Der Gesamtstrom, d. h. die Summe (I d + I f ) der beiden gemessenen Ströme, ist wiederum proportional zur LDSA-Konzentration. Aufgrund der Größenabhängigkeit von Aufladungsund diffusiver Depositionswahrscheinlichkeit in der ersten Stufe kann aus dem Verhältnis der Ströme der ersten Stufe I d zum Gesamtstrom I d + I f die mittlere Partikelgröße d p bestimmt werden: Id I + I d f = ( ) ( 2) f d p Voraussetzung für den eindeutigen Zusammenhang zwischen dem Verhältnis der Ströme und der mittleren Partikelgröße ist, dass die Partikelimpaktion auf den Gittern der ersten Stufe vernachlässigbar und die Abscheide - effizienz somit eine monotone Funktion der Partikelgröße ist. Stärker zur Impaktion neigende Partikel größer als ca. 300 nm stören daher die Messung und führen zu Messfehlern. Zur Vermeidung dieses Messfehlers würde ein Vorabscheider mit einem Cut-off-Durchmesser bei ca. 300 nm benötigt, der allerdings einen zu hohen Druckverlust erzeugen würde. Daher wird aktuell als Kompromiss der o. g. Impaktor verwendet. Da die LDSA-Konzentration eine Funktion der mittleren Partikelgröße und der Anzahlkonzentration ist, lässt sich aus diesen beiden Messgrößen unter der Annahme der geometrischen Standardab - weichung für die Größenverteilung der Partikel die Anzahlkonzentration abschätzen. Für die geometrische Standardabweichung wurde beim minidisc ein Wert von 1,9 angenommen [23]. Die Messgrößen LDSA- und An zahl - konzentration sowie mittlere Partikelgröße werden mit einer zeitlichen Auflösung von 1 s gemessen. 2.4 nanotracer Der nanotracer (oxility B. V., Eindhoven, Niederlande) [24] ist etwas größer als der DiSCmini und daher ebenfalls nur für den Betrieb am Gurt/Gürtel geeignet. Das Probenaerosol wird von einem Ventilator im Gehäuse mit einem Volumenstrom zwischen 0,4 und 0,5 l/min in das Gerät einge - sogen. Hierin passiert es zunächst einen unipolaren Diffu - sionsauflader, der die Partikel auflädt. Die Manipulation der Größenverteilung erfolgt beim nanotracer elektrostatisch, indem das Aerosol durch den Raum zwischen zwei konzentrischen Zylindern geführt wird. Zwischen den Elektroden liegt eine Rechteckspannung, deren niedrige Höhe gerade ausreichend ist, um überschüssige Ionen zu entfernen und die die Ionenfalle ersetzt. Die höhere Spannung ist so ausgelegt, dass ein Teil der hochmobilen, d. h. der kleinen geladenen Partikel entfernt wird. Die Effizienz der Entnahme von Partikeln ist abhängig von der elektrischen Mobilität und somit von der Partikelgröße. Hinter den Elektroden werden die nicht abgeschiedenen Partikel auf einem Filter gesammelt und der durch die deponierten Partikel hervorgerufene Strom mit einem Elektrometerverstärker gemessen. Aufgrund der Rechteckspannung ergeben sich alternierend zwei unabhängige Ströme, d. h. I 1 während der niedrigen Spannung und I 2 während der höheren Spannung. I 1 entspricht hierbei dem Gesamtstrom und ist somit proportional zur LDSA-Konzentration. Die mittlere Partikelgröße ist, ähnlich wie beim DiSCmini, abhängig vom Verhältnis I 2 /I 1, sodass auch der nanotracer unter Annahme einer Lognormalverteilung und einer geome - trischen Standardabweichung die Anzahlkonzentration abschätzt. Aufgrund der zeitlich sequentiellen Messung der beiden Ströme ist die zeitliche Auflösung des nanotracers niedriger und beträgt 16 s. Ändert sich das Aerosol innerhalb dieser Messdauer, kann es zu Messfehlern kommen. Die Verwendung eines Vorabscheiders zur Begrenzung der Partikelgrößen im Probenaerosol ist beim nanotracer nicht möglich, da der verwendete Ventilator den dafür notwendigen Druckverlust am Einlass nicht zulässt. 3 Genauigkeit, Vergleichbarkeit und Feldtauglichkeit der Messtechnik 3.1 Genauigkeit Die Genauigkeit von Messwerten ergibt sich aus der Kombination der Richtigkeit und der Präzision der Ergebnisse. Unter der Richtigkeit eines Wertes versteht man dabei die Abweichung einzelner Messwerte und unter der Präzision die Abweichung des Mittelwertes der Messwerte vom wahren Wert [25]. Im Folgenden sind zur besseren Lesbarkeit all diese Begriffe als Genauigkeit zusammengefasst. Streng genommen lässt sich die Genauigkeit eines Messgeräts zur Bestimmung von Partikelkonzentrationen in Aerosolen nicht angeben, da es keine Methode zur Erzeugung von Standardaerosolen bekannter Partikelkonzentrationen gibt und somit der wahre Wert unbekannt ist. Zwar gibt es eine ISO-Norm, die die rückführbare Kalibrierung von Partikelzählern beschreibt [26], allerdings sind die darin enthaltenen Maßnahmen für Anwender der Aerosolmesstechnik kaum umsetzbar. Weitere Initiativen zur Bereitstellung von Referenzkonzentrationen sind derzeit eher noch im Forschungsstadium [27; 28]. In den Untersuchungen zur Genauigkeit der personengebunden Monitore im Rahmen von nanoindex wurde daher ein kalibrierter Kondensa - tionspartikelzähler (UCPC, Fa. TSI Modell 3776) als Referenzgerät für die Anzahlkonzentration verwendet und dessen Ergebnisse als Sollwert (als Ersatz für den wahren Wert ) angenommen. Für die Messungen wurden durch Klassierung mit einem differenziellen Mobilitätsanalysator (DMA, TSI, Modell 3080L) monodisperse Partikel erzeugt. Es kamen Partikelgrößen zwischen ca. 10 und 700 nm zum Einsatz. Die Kalibrierung der Größenklassierung des DMA wurde zuvor mithilfe von Polystyrol-Latex-Partikeln be - kannter Größe überprüft. Die Anzahl- und LDSA-Konzentrationen der monodispersen Partikel wurden hinter dem DMA parallel mit dem CPC und den Monitoren gemessen und die lungendeponierbare Oberfläche pro Partikel aus den gemessenen Konzentrationen bestimmt. Die theore - tische lungendeponierbare Oberfläche pro Partikel lässt sich für die monodispersen Partikel leicht berechnen, indem man deren Oberfläche 2 ( π d p ) mit der Effizienz der Lungendeposition aus dem ICRP-Modell [18] multipliziert. Eine Übersicht über die Genauigkeit der Monitore ist in Bild 1 gezeigt. Hierzu wurden jeweils drei DiSCmini und Partector sowie zwei nanotracer getestet. Eine detaillierte Beschreibung der experimentellen Vorgehensweise und der Ergebnisse ist in [21] zu finden. Bild 1 zeigt, dass alle im Experiment verwendeten Geräte recht gut miteinander sowie mit den theoretischen Werten

5 übereinstimmen. Abweichungen sind vor allem für Partikelgrößen < 20 nm sowie ca. > 400 nm zu beobachten. Diese Abweichungen sind durch das Maximum bzw. Minimum der alveolaren Lungendepositionskurven zu erklären, die zu der charakteristischen Form der Kurve in Bild 1 mit den Änderungen in der Steigung führen. Die Abhängigkeit der Aufladeeffizienz hingegen folgt einer gleichbleibenden Partikelgrößenabhängigkeit (s. Gl. (1)) und kann am unteren und oberen Ende der geforderten Kurve somit nicht mehr folgen. Die Gerätekennlinie ließe sich im Bereich < 20 nm durch eine höhere Ionenfallenspannung an die benötigte Kennlinie anpassen. Eine derartige Anpassung ist allerdings nicht in den hier behandelten, sondern nur in den deutlich größeren Geräten Nanoparticle Surface Area Monitor (Modell 3550, TSI, Shoreview, Minnesota, USA) und Aerotrak 9000 (TSI) vorgesehen [15]. Es sei allerdings angemerkt, dass bei den üblichen Partikelgrößenverteilungen die auftretenden Messfehler aufgrund der fehlenden Anpassung in der Regel vernach - lässigbar sind. Man erkennt, dass die zu erwartende Genauigkeit der Monitore im Größenbereich zwischen 20 und 400 nm im Wesentlichen bei ± 30 % oder besser liegt. Außerhalb dieses Größenbereichs liegen die Abweichungen hingegen teilweise deutlich darüber. Dies deckt sich mit Erkenntnissen aus früheren Studien mit polydispersen Aerosolen [29; 30]. Für die Bestimmung der mittleren Partikelgröße und der Anzahlkonzentration nehmen DiSCmini und nanotracer eine geometrische Standardabweichung der Größenverteilung an. Eine Untersuchung der Genauigkeit bei der Anzahl- und Größen messung der Geräte mit monodispersen Partikeln, d. h. mit einer geometrischen Standardabweichung von nahezu 1,0 ist somit nicht sinnvoll. 3.2 Vergleichbarkeit Zur Untersuchung der Vergleichbarkeit der Monitore kamen 17 verschiedene polydisperse Testaerosole zum Einsatz. Diese unterschieden sich hinsichtlich der Partikelgrößen (Modalwert zwischen 12 und 250 nm), Konzentrationen (ca bis /cm³), Morphologien (sphärisch, kubisch und agglomeriert) und chemischen Zusammensetzungen (NaCl, DEHS (Diethylhexylsebacat), Ruß, ZnO). Insgesamt wurden vier Partector, drei DiSCmini und sieben nanotracer untersucht und deren Ergebnisse mit den internen Referenzgeräten, d. h. einem CPC (TSI, Modell 3776) für die Anzahlkonzentration sowie je einem SMPS (TSI, Modell 3936) mit langem (TSI, Modell 3080) bzw. nano- DMA (TSI, Modell 3085) für die Größenverteilung und die LDSA-Konzentration, verglichen. Während des Ringversuchs befanden sich sämtliche Monitore gleichzeitig in einer ca. 20 m³ großen Messkammer im nanotestcenter des Instituts für Gefahrstoff-Forschung [30 bis 32]. Diese Kammer wird durch einen ca. 20 m langen Windkanal mit dem Testaerosol versorgt, das sich in der Kammer homogen verteilt, sodass alle Geräte das identische Aerosol messen [29]. Als Aerosolgeneratoren kamen ein Atomizer (Eigenbau) für NaCl und DEHS, ein Funkengenerator (Palas, Bild 1. Mit den Monitoren gemessene lungendeponierbare Oberfläche pro Partikel (DiSCmini: Quadrate, Partector: Kreise, nanotracer: Dreiecke) im Vergleich zu theoretischen Werten (durchgezogene Linie) mit ± 30 % (schwarze gestrichelte Linie) und ± 50 % Abweichung (graue gestrichelte Linie); Daten aus [21]; für die Messungen wurden drei DiSCmini, drei Partector und zwei nanotracer ver - wendet, deren Ergebnisse separat durch Variation der Symbole dargestellt sind. GFG-3000) für agglomerierte Kohlenstoffpartikel bzw. Ruß, ein Dieselsaugmotor (aus Mercedes Benz 220D, cm³, 44 kw bei U/min) bei unterschiedlichen Lastzuständen für Dieselruß sowie ein Flammengenerator (MoTec Konzepte, Bochum, Deutschland [33; 34]) zur Erzeugung von NaCl- und ZnO-Partikeln zum Einsatz. Die frisch generierten Aerosole wurden im Windkanal mit einem definierten Volumenstrom gefilterter Verdünnungsluft vermischt, um die jeweils gewünschte Konzentration einzustellen. Ziel der Experimente war es zu untersuchen, inwieweit es zu systematischen Unterschieden in der Gerätereaktion durch die verschiedenen Eigenschaften der Testaerosole kommen kann. Als Referenzwerte zur Bewertung der Abweichungen wurden die LDSA-Konzentration und die mittlere Partikelgröße aus den Größenverteilungsmessungen mit den SMPS und für die Anzahlkonzentration die Messdaten des CPC herangezogen. Bild 2 zeigt exemplarisch die Abweichungen der mit dem DiSCmini gemessenen LDSA-Konzentrationen von den aus den SMPS-Daten berechneten Werten sowie jeweils die Anzahl n der ausgewerteten Datensätze. Aufgrund der relativ großen Anzahl an Datensätzen wurde die Darstellung anhand von Boxplots gewählt. In der hier gewählten Darstellung entspricht die Box dem Bereich zwischen dem 25. und 75. Quantil, die Linie innerhalb der Box gibt den Median (50. Quantil) und das Quadrat den arithmetischen Mittelwert an. Die Antennen der Box zeigen das 5. und 95. Quantil, die Kreuze ( ) das 1. und 99. Quantil und die horizontalen Linien den minimal und maximal gemessenen Wert. Im Gegensatz zur Darstellung der reinen Mittelwerte und Standardabweichungen lässt sich durch diese Art der Darstellung sehr einfach erkennen, wie stark Messdaten streuen bzw. ob einzelne Ausreißer ggf. den Mittelwert beeinflussen. Für die Darstellung in Bild 2 wurden die Testaerosole nach ihren für die mögliche Beeinflussung der Messungen relevanten Eigenschaften gruppiert. Die Aerosolgruppierungen sind unterteilt nach den Aerosolen, deren Partikelgrößen im Wesentlichen innerhalb und zu einem 473

6 Bild 2. Abweichungen der mit den DiSCmini gemessenen LDSA-Konzentrationen, aufgeteilt nach den relevanten Testaerosolparametern, für Partikelgrößen innerhalb und außerhalb des Messbereichs; schwarze gestrichelte Linie: ± 30 %, graue gestrichelte Linie: ± 50 %. Bild 3. Abweichung der mit den Monitoren DiSCmini (Quadrate, n = 114), Partector (Kreise, n = 68) und nanotracer (Dreiecke, 1. und 2. Generation, jeweils n = 35) gemessenen Konzentrationen von den Referenzwerten für die lungendeponierbare Oberflächenkonzentration (Referenz: SMPS), Anzahlkonzentration (Referenz: CPC) und mittlere Partikelgröße (Referenz: SMPS); jeweils gemittelt über alle Testaerosole, deren Größenverteilungen innerhalb der Messbereiche lagen; schwarze gestrichelte Linie: ± 30%, graue gestrichelte Linie: ± 50 %. großen Anteil außerhalb des Messbereichs des DiSCmini liegen. Die Abbildung zeigt deutlich, dass die Abweichungen für alle Partikel innerhalb des Messbereichs nahezu identisch sind und mit wenigen Ausnahmen im Bereich von ± 30 % liegen. Das zeigt, dass zumindest innerhalb des Messbereichs und im Bereich der erwartbaren Genauigkeit des DiSCmini keine wesentliche Beeinflussung der Vergleichbarkeit der Messergebnisse von der Partikelgröße, Morphologie oder Konzentration besteht. Bild 2 zeigt zudem, dass die verwendeten DiSCmini offensichtlich systematisch zu geringe LDSA-Konzentrationen anzeigten. Dies zeigte sich ebenfalls für die übrigen untersuchten Monitore und ist vermutlich auf das verwendete Referenzgerät (SMPS) zurückzuführen. Es sei darauf verwiesen, dass Abweichungen von ± 10 % bei SMPS-Systemen nicht unüblich sind [30]. Außerhalb des Messbereichs bestätigen sich die Erkenntnisse der Untersuchungen zur Genauigkeit der Monitore (Bild 1), nämlich dass die Geräte für Partikel < 20 nm zu hohe und für Partikel > 400 nm zu niedrige LDSA- Konzentrationen anzeigen. In Bild 2 sind bereits Aerosole mit Modalwerten > 250 nm als außerhalb des Messbereichs gekennzeichnet, da diese jeweils eine recht hohe Verteilungsbreite und somit einen signifikanten Anteil von Partikeln > 400 nm aufwiesen. Ähnliche Ergebnisse wurden für alle Monitore beobachtet, sodass im Folgenden auf die Aufteilung nach den Aerosolgruppierungen verzichtet wird. Bild 3 zeigt die Boxplots für die Abweichungen aller Monitore für die drei Messgrößen LDSA-, Anzahlkonzentration und mittlere Partikelgröße. Die Daten sind jeweils zusammengefasst für alle Testaerosole, deren Größenbereich im Wesentlichen im Messbereich der Geräte lag. Beim nanotracer wurde festgestellt, dass die Geräte der ersten und der zweiten Generation sehr unterschiedliche Ergebnisse lieferten. Die Daten sind daher für die beiden Generationen separat dargestellt. Man erkennt, dass Partector und nanotracer (zweite Generation) sehr ähnliche Abweichungen von den Referenzwerten zeigen wie DiSCmini und im Wesent - lichen im Bereich ± 30 % liegen. Die Abweichung der mit dem nanotracer der ersten Generation gewonnenen Daten zeigen hingegen deutlich höhere Abweichungen. Für die gemessenen Anzahlkonzentrationen sind sowohl die mittleren Abweichungen als auch die Streuung der Messergebnisse deutlich größer als für die LDSA-Konzentration. Im Wesentlichen liegt die Vergleichbarkeit der gemessenen Anzahlkonzentrationen im Bereich von ± 50 %, wobei die Abweichungen der Messdaten des nanotracers (zweite Generation) etwas geringer ausfallen als beim DiSCmini. Die nanotracer der ersten Generation zeigten im Schnitt um einen Faktor von etwa 2 zu hohe Anzahlkonzentrationen. Die Abweichungen der gemessenen mittleren Partikelgrößen vom Referenzwert lagen für alle DiSCmini und nanotracer (erste und zweite Generation) im Bereich von ± 30 %. Insgesamt bestätigten die Messungen mit polydispersen Aerosolen die Erkenntnisse aus den Messungen zur Bestimmung der Genauigkeit mit monodispersen Aerosolen, nämlich insbesondere, dass die LDSA-Konzentration nur für Partikelgrößen im Bereich zwischen ca. 20 und 400 nm mit einer Genauigkeit von ± 30 % oder besser gemessen werden können. Eine ähnliche Vergleichbarkeit 474

7 gilt für die Messung der mittleren Partikelgröße, wohingegen für die Messung der Anzahlkonzentration eine geringere Vergleichbarkeit festgestellt wurde. 3.3 Feldtauglichkeit Zur Analyse der Feldtauglichkeit der Monitore gehört neben der bereits diskutierten Kenntnis der zu erwartenden Genauigkeit und Vergleichbarkeit auch die Untersuchung möglicher Einflüsse im tatsächlichen Feldeinsatz. Beim Tragen der Geräte durch Personen am Arbeitsplatz können verschiedenartige Beeinflussungen der Messungen auftreten. Als mögliche Störgrößen sind z. B. Vibration, Konvektion aufgrund lokaler Temperaturunterschiede zwischen Körper und wechselnder Umgebung, durch die Atmung modulierte Luftfeuchtigkeit und Strömungsverhältnisse oder durch Bewegung variierende Relativgeschwindigkeiten zwischen der Person mit Messgerät und dem zu vermessenden Aerosol zu nennen. Darüber hinaus kann die Positionierung links oder rechts am Körper einen Einfluss haben, je nachdem, ob es sich bei der betreffenden Person um einen Links- oder Rechtshänder handelt. Maßgeblich für die Feldtauglichkeit der Geräte ist zudem, ob sie die betroffenen Personen bei der Ausübung ihrer Tätigkeit beeinflussen. Zur Untersuchung dieser möglichen Einflüsse wurden im Rahmen von nanoindex und darüber hinaus mehrere Feldmesskampagnen an Arbeitsplätzen durchgeführt [35]. Hierzu kamen mehrere Partector und DiSCmini zum Einsatz. nanotracer standen für diese Untersuchungen leider nicht zur Verfügung. Parallel zu den personengebundenen Messungen wurde jeweils die Hintergrundbelastung stationär mit etablierter Messtechnik erfasst. Generell erwiesen sich die personengebundenen Geräte als robust, sodass während keiner Messung ein Geräteausfall zu verzeichnen war. Die Messergebnisse zeigen, dass die personengebundenen Geräte in Abwesenheit lokaler Partikelquellen in der Regel gut und im Rahmen der zu erwartenden Genauigkeit der Monitore mit den Hintergrundmessungen übereinstimmten. In einigen Fällen war hingegen ein deutlicher Minderbefund durch die DiSCmini zu verzeichnen, der zunächst nicht erklärlich war. Waren lokale Partikelquellen präsent (in einem Falle wurde diese bewusst durch Einbringen eines NaCl-Aerosols aus einem Aerosolgenerator erzeugt), so zeigte sich zum einen eine hohe räumliche Variabilität der Exposition, die deutlich die Notwendigkeit personengebundener Messungen vor Augen führt. Zum anderen zeigte sich auch eine deutlich stärkere Streuung der zeitgleich links und rechts im Atembereich gemessenen Expositionsdaten. Eine systematische Abweichung konnte bisher allerdings nicht festgestellt werden. Die Erkenntnisse der Feldmessungen führten aber dazu, dass der möglichen Beeinflussung der Messung durch das Tragen der Monitore unter definierten Laborbedingungen auf den Grund gegangen wurde. Diese Untersuchungen fanden wiederum im nanotestcenter des Instituts für Gefahrstoff-Forschung statt. Hierzu befanden sich zwei Probanden in der Messkammer 2), in die NaCl-Aerosole eingebracht wurden. Zwei Testaerosole mit einem Modaldurchmesser von etwa 30 und etwa 80 nm kamen zum Einsatz. In der Nähe des Aerosoleinlasses in die Kammer stellten sich 2) Die Unbedenklichkeit der Versuche wurde durch die Ethikkommission der Medizinischen Fakultät der Ruhr-Universität Bochum mit Schreiben vom 18. Mai 2015 bescheinigt (Register Nr ). Strömungsgeschwindigkeiten in Höhe von einigen Metern pro Sekunde ein. Die Strömungsgeschwindigkeiten in der übrigen Kammer lagen deutlich darunter. Beide Probanden waren mit je zwei gleichen Monitoren vom Typ Partector und DiSCmini ausgerüstet, die jeweils links und rechts im Atembereich Proben nahmen. Während die beiden Partector direkt im Atembereich befestigt und demnach ohne Probenahmeschlauch betrieben wurden, befanden sich die beiden DiSCmini am Gürtel und waren mit 75 cm langen leitfähigen Silikonschläuchen (Innendurchmesser 0,48 cm, bezogen über TSI) verbunden, deren Einlässe sich links und rechts im Atembereich befanden. Die Geräte wurden systematisch sowohl zwischen links und rechts als auch unter den Probanden getauscht, um etwaige Beeinflussungen durch die Probanden bzw. die Geräte selbst von anderen Beeinflussungen, z. B. durch die Positionierung, unterscheiden zu können. In der Kammer stand ein Tisch mit zwei Stühlen. Auf dem Tisch ruhend und ohne Probenahmeschlauch betrieben befanden sich jeweils ein weiterer Partector und ein DiSCmini. Mit einem SMPS und einem CPC wurden zudem die Größenverteilung und die Anzahlkonzentration des Test aerosols überwacht. Das Messprotokoll sah vor, dass die Probanden zunächst fünf Minuten ruhig auf den Stühlen am Tisch saßen, anschließend fünf Minuten im Uhrzeigersinn und fünf Minuten gegen den Uhrzeigersinn um den Tisch herum gingen und abschließend fünf Minuten manuelle Arbeiten an einem Staubsammelgerät MPG II durchführten. Für ein vollständiges Experiment wurde diese Sequenz dreimal nacheinander durchlaufen. In den folgenden Experimenten wurden die Geräte zwischen links und rechts, anschließend zwischen den Probanden und dann wieder links und rechts getauscht. Dieser Versuchsablauf wurde für beide Testaerosole exakt gleich wiederholt. Aufgrund des vorherrschenden Strömungprofils in der Kammer bedeutete das Gehen im Uhrzeigersinn, dass sich die Probanden im Bereich der beschriebenen hohen Strömungsgeschwindigkeiten gegen die Strömungsrichtung und beim Gehen gegen den Uhrzeigersinn mit der Strömungsrichtung bewegten. Zur Datenauswertung wurden die Verhältnisse der links und rechts personengebunden gemessenen Daten sowie die Verhältnisse zu den stationär auf dem Tisch gemessenen Daten berechnet. Für die Partector zeigten sich im Mittel sehr gute Übereinstimmungen zwischen allen Geräten (personengebunden und stationär). Es konnte keine systematische Beeinflussung der links und rechts am Körper gemessenen Daten festgestellt werden. Während des ruhigen Sitzens war die Streuung der Verhältnisse erwartungsgemäß am geringsten. Während der manuellen Arbeiten am Staubsammelgerät MPG II waren sie etwas höher und während des Gehens am größten. Allerdings lagen in allen Fällen der Mittelwert der Verhältnisse sehr nahe bei eins und die Streuung im Bereich von maximal ± 20 %. Wesentlich schlechter war die Übereinstimmung der DiSCmini in allen Fällen, wobei auffällig war, dass die personengebundene Messung immer wesentlich geringere Konzentrationen ergaben als die stationäre. Diese Erkenntnis deckt sich mit den realen Feldmessungen, bei denen minidiscs ebenfalls regelmäßig zu niedrige Konzentrationen zeigten (s. o.). Die Abweichungen betrugen bis zu einem Faktor 3. Die ebenfalls teils sehr hohen Abweichungen (> Faktor 1,5) zwischen links und rechts gemessenen Daten kehrten sich um, sobald die Geräte zwischen links und rechts getauscht wurden, waren also nicht 475

8 476 auf die Positionierung, sondern auf die Geräte zurückzuführen. Die Partikelverluste durch Diffusion betragen gemäß Abschätzung nach Gormley und Kennedy [36] und Soderholm [37] für die verwendeten Testaerosole lediglich etwa 3 bzw. 4%. Die hohen Abweichungen verschwanden zudem, sobald die Geräte nebeneinander lagen und ohne Schlauch maßen. Eine nähere Analyse der Ergebnisse sowie weitere Laborversuche zeigten, dass dieser Effekt durch den verwendeten Silikonschlauch hervorgerufen wurde. Es zeigte sich auch, dass der Effekt bei neuen Schläuchen deutlich stärker ausgeprägt war als bei gealterten und bei Verwendung silikonfreier Schläuche (z. B. Tygon ) gar nicht auftrat. Wir vermuten, dass dieser Effekt auf Ausgasungen von Siloxanen, ggf. auch von Phthalaten aus dem Schlauch zurückzuführen ist. Diese wurden bereits in der Vergangenheit beobachtet [38]. Auch konnte gezeigt werden, dass Ausgasungen aus Systemkomponenten zu Veränderungen in der Ionenmobilität und damit der Aufladeeffizienzen bei der bipolaren Aufladung führen [39]. Es ist also davon auszugehen, dass derartige Ausgasungen auch bei der unipolaren Aufladung zu veränderten Ionenmobilitäten und damit zu veränderten Aufladeeffizienzen führen. Diese Hypothese wird dadurch gestützt, dass der DiSCmini bei Anschließen eines silikonhaltigen Schlauchs schlagartig die Koronaspannung erhöht, um den Koronastrom konstant zu halten. Allerdings sind weitere Untersuchungen nötig, um zu klären, ob dieses Phänomen tatsächlich zu derart hohen Unterschieden führen kann. Eine isolierende Beschichtung des Koronadrahts mit im Koronaplasma aktivierten oder fragmentierten (silicium)orga - nischen Verbindungen wurde bereits beobachtet [40]. Aufgrund der beschleunigten Verschmutzung des Koronadrahts durch Siloxanausgasungen raten einige Hersteller auch von der Nutzung silikonhaltiger Schläuche ab. Abgesehen von Problemen bei Verwendung silikonhaltiger Schläuche ergaben die Feldmessungen eine gute Robustheit der Monitore und eine damit verbundene hohe Datenverfügbarkeit. Der Tragekomfort sowie mögliche Beeinträchtigungen der Personen wurden durch direkte Befragung und durch Fragebögen evaluiert. Allgemeiner Tenor ist, dass die Geräte beim Tragen zwar wahrgenommen werden, aber zu keiner signifikanten Beeinträchtigung der Tätigkeiten führen. In Abmessungen und Gewicht vergleichbare Geräte wurden von einigen Probanden beispielsweise routinemäßig für die Alarmierung beim Auftreten explosionsfähiger Gasgemische verwendet. Diese Erkenntnisse stützen sich bisher allerdings noch auf eine niedrige zweistellige Anzahl von Messungen und eine damit verbundene verhältnismäßig geringe Anzahl befragter Personen. Sie kann daher nicht als repräsentativ angesehen werden, liefert jedoch erste Hinweise darauf, dass die Geräte hinreichend komfortabel und zuverlässig einsetzbar sein sollten. 4 Zusammenfassung Zur Bestimmung der persönlichen Exposition gegenüber luftgetragenen Nanomaterialien sollten insbesondere personengetragene Messgeräte verwendet werden, die in der Lage sind, im Atembereich eines Individuums zu messen. Aktuell sind drei Geräte (Partector, DiSCmini, nanotracer) kommerziell verfügbar, die die Exposition mit hoher Zeitauflösung im Atembereich erfassen können. Diese wurden hinsichtlich ihrer Genauigkeit, Vergleichbarkeit und Feldtauglichkeit untersucht. Während alle Geräte in der Lage sind, die lungendeponierbare Oberflächenkonzentration (LDSA-Konzentration) zu messen, liefern DiSCmini und nanotracer zusätzlich noch Angaben zur Anzahlkonzentration und mittleren Partikelgröße. Die Untersuchungen ergaben, dass die Genauigkeit und Vergleichbarkeit der Geräte durch die Partikelgröße, Morphologie und Konzentration kaum beeinflusst werden, solange die Partikelgrößenverteilung des untersuchten Aerosols im Messbereich der Geräte liegt. Ist dies der Fall, kann für die LDSA-Konzentration und die mittlere Partikelgröße für alle Geräte von einer Genauigkeit und Vergleichbarkeit im Bereich von ± 30 % oder besser ausgegangen werden. Für die Messung der Anzahlkonzentration sind die Abweichungen etwas höher. Die Untersuchungen der Feldtauglichkeit der Geräte ergaben, dass die Monitore robust sind und eine hohe Datenverfügbarkeit liefern. Keine der befragten Personen berichtete über eine wesentliche Beeinträchtigung ihrer Tätigkeiten durch das Tragen der Messgeräte. Es zeigten sich zudem keine Beeinflussungen der Messgenauigkeit durch die links- oder rechtsseitige Positionierung der Geräte. Allerdings kam es durch die Verwendung silikonhaltiger Probenahmeschläuche zu mitunter massiven Minderbefunden bei Messungen mit dem DiSCmini. Die Verwendung silikonfreier Schläuche erscheint daher unbedingt notwendig. Bei der Auswahl des Schlauchmaterials ist ferner darauf zu achten, dass nicht leitfähige Schläuche zu signifikanten elektrostatischen Partikelverlusten führen können. Danksagung nanoindex wird von der L Agence nationale de la recherche (ANR, Frankreich), dem Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF, Deutschland), dem British Technology Strategy Board (TSB, Großbritannien) und der TEMAS AG (Schweiz) im Rahmen des SIINN (Safe Implementation of Innovative Nano - science and Nanotechnology) ERA-NET gefördert. Literatur [1] Definition of a nanomaterial. Europäische Kommission, Brüssel faq/definition_en.htm [2] Borm, P.; Robbins, D.; Haubold, S.; Kuhlbusch, T.; Fissan, H.; Donaldson, K.; Schins, R.; Stone, V.; Kreyling, W.; Lademann, J.; Krutmann, J.; Warheit, D.; Oberdörster, E.: The potential risks of nanomaterials: a review carried out for ECETOC. Part. Fibre Toxicol. 3 (2006), S. 11. [3] Dreher, K.: Health and environmental impact of nanotechnology: toxicological assessment of manufactured nanoparticles. Toxicol. Sci. 77 (2004) Nr. 1, S [4] Oberdörster, G.: Toxicology of ultrafine particles: in vivo studies. Philos. Trans. Roy. Soc. A 358 (2000) Nr. 1775, S [5] Stone, C.; Johnston, H.; Clift, M.: Air pollution, ultrafine and nanoparticle toxicology: cellular and molecular interactions. IEEE Trans. Nanobioscience 6 (2007) Nr. 4, S

9 [6] Peters, A.; Wichmann, H.; Tuch, T.; Heinrich J.; Heyder, J.: Respiratory effects are associated with the number of ultrafine particles. Am. J. Respir. Crit. Care Med. 155 (1997), S [7] Driscoll, K.: Role of inflammation in the development of rat lung tumor in response to chronic particle exposure. Inhal. Toxicol. 8 (1996) Suppl., S [8] Kuhlbusch, T.; Asbach, C.; Fissan, H.; Göhler, D.; Stintz, M.: Nanoparticle exposure at nanotechnology workplaces: A review. Part. Fibre Toxicol. 8 (2011), S. 22. [9] Plitzko, S.; Dziurowitz, N.; Thim, C.; Asbach, C.; Kaminski, H.; Voetz, M.; Goetz, U.; Dahmann, D.: Messung der inhalativen Exposition gegenüber Nanomaterialien Möglichkeiten und Grenzen. Gefahrstoffe Reinhalt. Luft 73 (2013) Nr. 7/8, S [10] Harmonized tiered approach to measure and assess the potential exposure to airborne emissions of engineered nano-objects and their agglomerates and aggregates in workplaces. Hrsg.: Organisation for Economic Co-operation and Development (OECD). Paris publicdisplaydocumentpdf/?cote=env/jm/mono% %2919&doclanguage=en [11] DIN EN 1540: Exposition am Arbeitsplatz Terminologie. Berlin: Beuth [12] Jung, H.; Kittelson, D. B.: Characterization of aerosol surface instruments in transition regime. Aerosol Sci. Technol. 39 (2005), S [13] Asbach, C.; Fissan, H:, Kaminski, H:, Kuhlbusch, T. A.; Pui, D. Y. H., Horn; H. G.; Hase, T.: A low pressure drop preseparator for elimination of particles larger than 450 nm. Aerosol Air Quality Res. 11 (2011), S [14] Fierz, M.; Houle, C.; Steigmeier, P.; Burtscher, H.: Design, calibration, and field performance of a miniature diffusion size classifier. Aerosol Sci. Technol. 45 (2011), S [15] Fissan, H.; Neumann, S.; Trampe, A.; Pui, D.; Shin, W. G.: Rationale and principle of an instrument measuring lung de - posited nanoparticle surface area. J. Nanopart. Res. 9 (2007), S [16] Kaminski, H.; Kuhlbusch, T. A. J.; Fissan, H.; Ravi, L.; Horn, H. G.; Han, H. S.; Caldow, R.; Asbach, S.: Mathematical descrip tion of experimentally determined charge distributions of a unipolar diffusion charger. Aerosol Sci. Technol. 46 (2012), S [17] Vincent, J.: Health-related aerosol measurement: a review of existing sampling criteria and proposals for new ones. J. Environm. Monitor. 7 (2005), S [18] Human respiratory tract model for radiological protection. Hrsg.: ICRP International Commission for Radiological Protection. Publ. 66. Annals of ICRP (1994) Nr. 24, S [19] Shin, W.; Pui, D.; Neumann, S.; Trampe, A.: Calibration and numerical simulation of nanoparticle surface area monitor (TSI model 3550 NSAM). J. Nanopart. Res. 9 (2007), S [20] Asbach, C.; Fissan, H.; Stahlmecke, B.; Kuhlbusch, T.; Pui, D.: Conceptual limitations and extensions of lung-deposited Nanoparticle Surface Area Monitor (NSAM). J. Nanopart. Res. 11 (2009), S [21] Todea, A.; Beckmann, S.; Kaminski, H.; Asbach, C.: Accuracy of electrical aerosol sensors measuring lung deposited surface area. J. Aerosol Sci. 89 (2015), S [22] Fierz, M.; Meier, D.; Steigmeier, P.; Burtscher, H.: Aerosol measurement by induced currents. Aerosol Sci. Technol. 48 (2014), S [23] Fierz, M.: minidisc application note #11: Errors due to the size distribution shape. minidiscapplicationnote11.pdf [24] Marra, J.; Voetz, M.; Kiesling, H. J.: Monitor for detecting and assessing exposure to airborne nanoparticles. J. Nanopart. Res. 12 (2010), S [25] International vocabulary of metrology basic and general concepts and associated terms. Hrsg.: Joint Committee for Guides in Metrology (JCGM). Sèvres Cedex: Bureau Inter - national des Poids et Measures [26] ISO 27891: Aerosol particle number concentration Calibra - tion of condensation particle counters. Genf: International Organization for Standardization [27] Koch, W.; Pohlmann, G.; Schwarz, K.: A reference number concentration generator for ultrafine aerosols based on Brownian coagulation. J. Aerosol Sci. 39 (2008), S [28] Yli-Ojanperä, J.; Mäkelä, J.; Marjamäki, M.; Rostedt, A.; Keskinen, J.: Towards traceable particle number concentration standard: Single charged aerosol reference (SCAR). J. Aerosol Sci. 41 (2010), S [29] Asbach, C.; Kaminski, H.; von Barany, D.; Kuhlbusch, T. A. J.; Monz, C.; Dziurowitz, N.; Pelzer, J.; Vossen, K.; Berlin, K.; Dietrich, S.; Götz, U.; Kiesling, H. J.; Schierl, R.; Dahmann, D.: Comparability of portable nanoparticle exposure monitors. Ann. Occup. Hyg. 56 (2012), S [30] Kaminski, H.; Kuhlbusch, T.; Rath, S.; Götz, U.; Sprenger, M.; Wels, D.; Polloczek, J.; Bachmann, V.; Dziurowitz, K. H. J.; Schwiegelshohn, A.; Monz, C.; Dahmann, D.; Asbach, C.: Comparability of mobility particle sizers and diffusion chargers. J. Aerosol Sci. 57 (2013), S [31] Dahmann, D.: A novel test stand for the generation of diesel particulate matter. Ann. Occup. Hyg. 41 (1997) Suppl. 1, S [32] Dahmann, D.; Riediger, G.; Schletter, J.; Wiedensohler, A.; Carli, S.; Graff, A.; Grosser, M.; Hojgr, M.; Horn, H.; Matter, U.; Monz, C.; Mosimann, T.; Stein, H.; Wehner, B.; Wieser, U.: Intercomparison of mobility particle sizers (MPS). Gefahrstoffe Reinhalt. Luft 61 (2001) Nr. 10, S [33] Monsé, C.; Monz, C.; Dahmann, D.; Asbach, C.; Stahlmecke, B.; Lichtenstein, N.; Buchwald, K.-E.; Merget, R.; Bünger, J.; Brüning, T.: Vorbereitung zur Untersuchung gesundheitlicher Effekte von Zinkoxidpartikeln. Gefahrstoffe Reinhalt. Luft 73 (2013) Nr. 4, S [34] Monsé, C.; Monz, C. Dahmann, D.; Asbach, C.; Stahlmecke, B.; Lichtenstein, N.; Buchwald, K.-E.; Merget, R.; Bünger, J.; Brüning, T.: Development and evaluation of a nanoparticle generator for human inhalation studies with airborne zinc oxide. Aerosol Sci. Technol. 48 (2014), S [35] Van Landuyt, K.; Hellack, B.; Van Meerbeek, B.; Peumans, M.; Hoet, P.; Wiemann, M.; Kuhlbusch, T.; Asbach, C.: Nano - particle release from dental composites. Acta Biomater. 10 (2014) Nr. 1, S [36] Gormley, P.; Kennedy, M.: Diffusion from a stream flowing through a cylindrical tube. Proc. Roy. Irish Acad. 52A (1949), S [37] Soderholm, S.: Analysis of diffusion battery data. J. Aerosol Sci. 10 (1979), S

10 [38] Timko, M.; Yu, Z.; Kroll, J.; Jayne, J.; Worsnop, D.; Miake- Lye, R.; Onasch, B.; Liscinsky, D.; Kirchstetter, T.; Destaillats, H.; Holder, A.; Smith, J.; Wilson, K.: Sampling artifacts from conductive silicone tubing. Aerosol Sci. Technol. 43 (2009), S [39] Maißer, A.; Thomas, J.; Larriba-Andaluz, C.; He, S.; Hogan, C.: The mass-mobility distributions of ions produced by a Po-210 source in air. J. Aerosol Sci. 90 (2015), S [40] Fierz, M.: minidisc application note #6: Silicon oxide deposits on the corona wire. minidiscapplicationnote6.pdf. 478