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Innenraumluftbelastung durch Quecksilber aus Energiesparlampen

Das Projekt wurde vom Sachgebiet Chemikaliensicherheit und Toxikologie des Bayerischen Landesamtes für Gesundheit und Lebensmittelsicherheit (LGL) durchgeführt.

Hintergrund

Seit dem 1. September 2009 gelten aufgrund der EU-Verordnung 244/2009 Regelungen für Herstellungs- und Vertriebsverbote von Lampen geringer Energieeffizienz (EC 2009). Als eine Alternative gelten Kompaktleuchtstofflampen (KLL), auch bekannt als "Energiesparlampen". Sie verbrauchen ca. 80 % weniger Energie gegenüber den herkömmlichen Glühlampen. Diese Einsparungen resultieren aus einer anderen Funktionsweise. Sie basiert auf dem Prinzip der Stoßionisation. Dabei werden Quecksilberatome von beschleunigten Elektronen getroffen. In der Folge emittieren sie Licht im UV-Bereich, welches durch eine Leuchtstoffschicht in sichtbares Licht umgewandelt wird. In der Regel enthalten die Kompaktleuchtstofflampen zwischen 1,5 mg und 4 mg elementares Quecksilber. Es ist jedoch davon auszugehen, dass der Hg -Gehalt selbst von Lampen des gleichen Herstellers leicht variiert. Seit September 2010 muss der Quecksilbergehalt auf der Verpackung verzeichnet werden und darf nicht höher als 5 mg sein (RoHS 2003).

Neben der Freisetzung aus natürlichen Prozessen wurde und wird Quecksilber bzw. seine Verbindungen in vielen industriellen Prozessen und kommerziellen Produkten eingesetzt, z. B. in Batterien, Thermometern, Barometern, Thermostaten, elektrischen Schaltern, Reglern und Relais, Energiespar- und Leuchtstofflampen sowie Zahnfüllungen ATSDR 1999, Carpi & Chen 2001). Auch durch Auswaschung aus Altablagerungen, der Verwendung als Biozid, Verbrennungsprozessen im Rahmen der Energiegewinnung und Abfallverbrennung sowie bei der Edelmetallgewinnung ist eine Belastung von Umwelt und Mensch beschrieben. Aufgrund seiner Toxizität wurden bereits seit den Siebzigerjahren Ersatzstoffe in vielen Anwendungen eingeführt, was zu einer deutlichen Reduktion des Verbrauchs und damit der Exposition geführt hat. In der Dritten Welt muss allerdings noch mit hohen Belastungen gerechnet werden (Lettmeier et al. 2010).

Die Gesundheitseffekte sind neben dem Aufnahmeweg und der Höhe der Exposition abhängig von der chemischen Form (elementar, anorganisch, organisch). Elementares (metallisches) Quecksilber (Hg) liegt unter Umweltbedingungen in flüssiger Form vor und tritt temperatur- bzw. dampfdruckabhängig leicht in den Gasraum über. Während gasförmiges Hg nach Inhalation gut resorbiert wird (ca. 80 %), ist die Aufnahme über die Haut (0,024 ng Hg/cm² pro 1 mg Hg/m³) sowie die Resorption nach oraler Zufuhr nur gering (ca. 0,01 %) (Holmes et al. 2009). Nach der Aufnahme wird es aufgrund seiner Fettlöslichkeit (Lipophilie) im Körper verteilt, wobei Nierenrinde, Leber und Nervensystem wichtige Zielorte sind. Intrazellulär (z. B. im Erythrozyten) wird Hg° durch Katalasen zu Hg²⁺oxidiert und akkumuliert (Counter et al. 2004).

Seit Jahrhunderten liegen Berichte über gesundheitliche Beeinträchtigungen durch Quecksilber vor. Eine Vielzahl gut dokumentierter klinischer Fälle und Erfahrung bei hohen Arbeitsplatzbelastungen belegen akute und chronische Effekte. Wirkort ist in erster Linie das Nervensystem mit typischen Symptomen wie z. B. Tremor, Sprachstörungen, Neuropathien und Sensibilitätsstörungen, neurokognitiven Beeinträchtigungen, leichter Erregbarkeit und Reizbarkeit (sog. Erethismus mercurialis) (Carpi & Chen 2001, WHO 2003, Lettmeier et al. 2010). Lokale Wirkungen bei hoher Hg-Exposition sind an der Mundschleimhaut (Speichelfluss, Gingivitis, Stomatitis), in den Atemwegen mit Husten und Dyspnoe sowie an der Haut im Sinne einer sogenannten Acrodynie beschrieben. Als Nierenveränderungen treten insbesondere Schäden an den Nierentubuli und eine Proteinurie auf. Im Rahmen von Arbeitsplatzstudien ergaben sich bei langfristiger Exposition neurotoxische Effekte ab ca. 20.000 ng/m³, während Effekte an anderen Organen erst bei höheren Gehalten beobachtet wurden (WHO 2003).

Wegen der Verbreitung von Kompaktleuchtstofflampen auch in Privathaushalten, ist es notwendig, die möglichen gesundheitlichen Risiken, die durch ihre Benutzung entstehen, genauer zu untersuchen. Quecksilber ist im normalen Betrieb hermetisch in der Lampe eingeschlossen und stellt für die Nutzer in dieser Form daher kein gesundheitliches Risiko dar. Durch einen Bruch der Lampe kann es jedoch im Innenraum freigesetzt werden. Bei der Diskussion ist auch die Menge zu bedenken, die bei einem KLL-Bruch maximal freigesetzt wird. Während es bei einer KLL weniger als 5 mg Hg sind, können Thermometer 0,5–3,0 g Hg, Barometer ca. 1–3 g Hg und ältere Blutdruckmessgeräte sogar ca. 150 g Hg enthalten (Baughman 2006).

Ziel/Projektdurchführung

Im Rahmen eines Projektes sollten die Innenraumluftgehalte nach dem Bruch von quecksilberhaltigen und einer amalgamhaltigen Kompaktleuchtstofflampe sowie einer Leuchtstoffröhre bei teils unterschiedlichen Randbedingungen (geringe und hohe Lüftung und Raumtemperatur, unterschiedliche Betriebstemperaturen) getestet werden.

Bei den Messungen wurden in einem möblierten Raum mit ca. 50 m³ Raumvolumen Kompaktleuchtstofflampen zerbrochen. Unterschiedliche Umgebungsfaktoren, die Einfluss auf die Quecksilberkonzentration haben, wurden getestet (z. B. Temperatur, Lüftung). Während der Versuche mit niedrigem Luftwechsel blieben Fenster und Türen geschlossen und die Luft wurde in dem Raum von einem Ventilator gleichmäßig verteilt. Bei den Versuchen mit hohem Luftwechsel blieb das Fenster durchgehend gekippt. Der Luftwechsel wurde für beide Lüftungssituationen einmal anhand des Abfalls des Tracergases Schwefelhexafluorid (SF6) im Raum bestimmt und die Raumtemperatur über die Zentralheizung geregelt. Die Quecksilbermessungen in der Raumluft wurden mit dem transportablen Quecksilberanalysator Lumex RA-915+ durchgeführt. Er befand sich in einer Höhe von 1 m in der Mitte des Raumes, ca. 1 m von der Hg-Quelle entfernt. Die Nachweisgrenze des Gerätes für die dampfförmige Quecksilberkonzentration in der Umgebungsluft liegt laut Herstellerangaben bei 2 ng/m³. Kurz vor dem Zerbrechen der Lampe wurde mit der kontinuierlichen Messung der Quecksilberkonzentration begonnen. Die Geräteparameter wurden so gewählt, dass alle 20 Sekunden eine Messung erfolgte und die gemessenen Konzentrationen in einer Datei abgespeichert wurden.

Um ein aktuelles Bild der Hintergrundbelastung zu erhalten, wurden darüber hinaus kontinuierlich über einen Arbeitstag die Hg-Gehalte in Büro- und Laborräumen unseres Dienstgebäudes bestimmt.

Ergebnisse

Als Hintergrundkonzentration in den elf untersuchten Räumen ergaben sich Gehalte von 5–50 ng/m³ (Mittelwert: 15 ng/m³). In einem weiteren, ungelüfteten Laborraum wurde mit 120 ng/m³ ein deutlich höherer Wert gemessen, die Quelle ist wahrscheinlich ein älteres Hg-haltiges Messgerät, das in dem Raum gelagert wird.

Bei eingeschränkter Lüftung des Raumes mit einem Luftwechsel von 0,11/h wurden nach dem Zerbrechen der Testlampen bei Raumtemperaturen von 14–18 °C zwischen ca. 380 und 910 ng/m³ gemessen Bei Temperaturen zwischen 21 °C und 22 °C lagen die Maxima mit 680-10.300 ng/m³ deutlich höher. In der Abbildung 1 sind die Mittelwerte der Messergebnisse für die verschiedenen Energiesparlampen zusammengestellt. Es zeigt sich deutlich die Temperaturabhängigkeit der Ergebnisse. Mit zwei Lampen (Typ B und D) wurden die Versuche auch bei einem hohen Luftwechsel von 2,03/h durchgeführt. In diesen Fällen wurden nur noch maximale Gehalte von ca. 260 und 920 ng/m³ gegenüber 381 und 4.940 ng/m³ bei geringerem Luftwechsel erreicht.

Darüber hinaus zeigt die Abbildung 1 einen Versuch mit einer Kompaktleuchtstofflampe (Typ G), die kein flüssiges Quecksilber, sondern ein Amalgam enthielt. Trotz einer Raumlufttemperatur von 21 °C ergab sich nach dem Zerbrechen nur eine maximale Konzentration von 135 ng/m³. In der Abbildung 2 ist der Verlauf der Hg-Gehalte in der Innenraumluft über etwa vier Tage nach dem Zerbrechen einer betriebswarmen Energiesparlampe bei eingeschränkter Lüftung dargestellt. In den ersten 72 Stunden zeigte sich trotz geschlossener Fenster ein langsamer Abfall der Hg-Gehalte, obwohl die Quelle in dieser Zeit im Raum verblieb. Nach Entfernung der Quelle und kurzer Lüftung stieg die Konzentration kurzfristig nochmals bis zu einem Maximum von 260 ng/m³ an, um danach erneut abzufallen.

Bewertung

Das Auftreten akuter gesundheitlicher Effekte ist beim Zerbrechen einer KLL nicht wahrscheinlich, insbesondere wenn Maßnahmen nach derartigen Ereignissen sofort und konsequent durchgeführt werden (SCHER 2010). So sollten Kinder sofort den Raum verlassen und ein Erwachsener rasch für eine ausreichende Durchlüftung der Räume sorgen. Nach einer Lüftungszeit von mindestens 15 Minuten, während der sich keine Personen in dem Raum aufhalten sollten, wird mit der gezielten Reinigung begonnen, d. h. das Quecksilber und die Lampenreste in einem dicht verschlossenen Glasgefäß gesammelt und sachgerecht entsorgt. In keinem Fall darf für die Reinigungsarbeiten ein Staubsauger verwendet werden, da bekannt ist, dass Quecksilber hierdurch fein im Raum verteilt wird, was bei höheren Belastungen zu gesundheitlichen Beeinträchtigungen führen kann. Genauere Informationen zum sachgerechten Umgang finden sich im Internet (siehe Links im rechten Kasten).

Kritischer müssen alle Fälle betrachtet werden, bei denen keine sofortige Entfernung des Quecksilbers aus dem Raum erfolgt und somit ein längeres Expositionsrisiko, bei ggf. schlechten Lüftungsbedingungen, insbesondere für Kinder bestehen könnte.

Veröffentlichungen

Bisher sind im Rahmen des Projektes folgende Veröffentlichungen erschienen:

• H. Fromme, O. Büscher, W. Matzen, G. Drasch, E. Roscher, L. Nitschke. (2011) Raumluftbelastung durch Quecksilber-haltige Kompaktleuchtstofflampen (Energiesparlampen). Gefahrstoffe-Reinhaltung der Luft 5, 215–220.
  http://www.gefahrstoffe.de/gest/currentarticle.php?data[article_id]=60391
• LGL-Reihe "Arbeit, Umwelt und Gesundheit aktuell": Quecksilber aus Energiesparlampen

Literatur

• ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry): Toxicological Profile for Mercury. March 1999.
• Baughman, T.A.: Elemental mercury spills. Environ. Health Perspect. (2006) 114, 147–152.
• Carpi, A., Chen, Y.-F.: Gaseous Elemental Mercury as an Indoor Air Pollutant. Environ. Sci. Technol. (2001), 35, 4170–4173.
• Counter, S.A., Buchanan, L.H.: Mercury exposure in children: a review. Toxicol. Appl. Pharmacol. (2004) 198, 209–230.
• EC: Verordnung (EG) Nr. 244/2009 der Kommission vom 18. März 2009 zur Durchführung der Richtlinie 2005/32/EG des Europäischen Parlaments und des Rates im Hinblick auf die Festlegung von Anforderungen an die umweltgerechte Gestaltung von Haushaltslampen mit ungebündeltem Licht. ABl. L 36 vom 24. März 2009.
• Holmes, P., James, K.A.F, Levy, L.S.: Is low-level environmental mercury exposure of concern to human health? Sci. Total Environ. (2009) 408, 171–182.
• Lettmeier,B., Boese-O'Reilly, S., Drasch, G.: Proposal for a Revised Reference Concentration (RfC) for mercury vapour in adults. Sci. Total Environ. (2010) 408, 3530–3535.
• RoHS: Richtlinie 2002/95/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 27. Januar 2003 zur Beschränkung der Verwendung bestimmter gefährlicher Stoffe in Elektro- und Elektronikgeräten. ABl. L 37 vom 13. Februar 2003.
• SCHER (Scientific Committee on Health and Environmental Risks): Opinion on mercury in certain energy-saving light bulbs. Brussels (2010).
• WHO (World Health Organization): Elemental mercury and inorganic mercury compounds: human health aspects. Concise International Chemical Assessment Document 50, Geneva (2003).