Rapport från Yrkes- och miljömedicin nr 83. Vedrök i Hagfors befolkningens exponering för luftföroreningar vintern 2000

Transkript

1 Yrkes- och miljömedicin Göteborg Rapport från Yrkes- och miljömedicin nr 83 Vedrök i Hagfors befolkningens exponering för luftföroreningar vintern 2000 Delrapport 1 Carina Loh 1, fil mag Cecilia Andersson 1, fil mag Martin Ferm 2, fil dr Göran Ljungkvist 1, 1:e kemist Roger Lindahl 3, med dr Lars Barregård 1, docent, överläkare Gerd Sällsten 1, docent, 1:e yrkeshygieniker 1. Yrkes- och miljömedicin, Göteborg 2. IVL Svenska Miljöinstitutet AB, Göteborg 3. Arbetslivsinstitutet, Umeå Göteborg, mars 2001 ISBN ISSN Yrkes- och miljömedicin Telefon Telefax S:t Sigfridsgatan 85 E-post yrkesmedicin@ymk.gu.se Göteborg Hemsida

2

3 Innehållsförteckning Sammanfattning...4 Bakgrund och syfte...5 Material och metoder...6 Urval av deltagare i studien...6 Exponeringsmätningar...7 Allmänt om provtagningen...7 Praktiskt genomförande...7 Bensen...8 Aldehyder...8 Butadien...9 PAH...10 Bakgrundsmätningar...10 Analyser...11 Bensen...11 Aldehyder...12 NO PM 2.5 /PM PAH och Butadien...13 Dagbok, enkät och väder...13 Statistiska metoder...14 Resultat...15 Bensen...15 Personburna mätningar...17 Sovrumsmätningar...18 Formaldehyd...19 Personburna mätningar...20 Sovrumsmätningar...21 Acetaldehyd...21 Personburna mätningar...23 Sovrumsmätningar...23 Bakgrundsmätningar...24 Diskussion...26 Bensen...26 Formaldehyd...27 Acetaldehyd...28 Bakgrundsmätningar...29 Variabilitet och mätstrategi...30 Validitet...30 Fortsatta studier...31 Sammandrag av resultaten...32 Tack...34 Referenser...35 Bilagor Bilaga 1: Dagbok Bilaga 2: Allmänna frågor

4 Sammanfattning Vedeldning anses stå för en stor del av emissionerna av partiklar och flyktiga kolväten. Vintern 2000 undersöktes allmänbefolkningens exponering för luftföroreningarna i Hagfors, dels i ett område med hög andel vedeldning och dels i ett fjärrvärmeområde. Mätningar utfördes personburet och i hemmen (sovrummet) under sex dygn samt utomhus i en mätpunkt i varje område. I delrapporten redovisas resultat för bensen, formaldehyd och acetaldehyd samt utomhushalterna av partiklar (PM 10 och PM 2.5 ) och NO 2. Undersökningen tyder på att individer som utsätts för vedrök har en högre exponering för bensen och formaldehyd och att vedeldning påverkar utomhushalterna av PM

5 Bakgrund och syfte Vedeldningens betydelse för tillförsel av miljöfarliga luftföroreningar har på senare år varit föremål för diskussion. Det anses att en stor andel av emissionen i Sverige av partiklar, polyaromatiska kolväten (PAH) och bensen kommer från småskalig vedeldning (Naturvårdsverket 1996), men hur stor betydelse detta har för allmänbefolkningens exponering för dessa ämnen är ännu oklart. Därför görs nu en flerårig studie i Hagfors kommun där denna rapport redovisar en del av resultaten. Syftet med studien var att undersöka allmänbefolkningens exponering för luftföroreningarna bensen, formaldehyd, acetaldehyd, 1,3-butadien och vissa PAH-föreningar för boende i Hagfors kommun. Delmål i studien var att: 1) jämföra exponeringen för dessa ämnen hos boende i ett område med hög andel vedeldning med boende i ett fjärrvärmeområde 2) undersöka inverkan av egen vedeldning, rökning och andra faktorer som kan påverka exponeringen 3) undersöka variationen mellan individers exponering och variationen i individers exponering vid olika mättillfällen. Dessutom undersöktes bakgrundsnivåer av partiklar och kvävedioxid (NO 2 ). Projektet utfördes i samarbete med Hagfors kommun (HIP, Hagfors kommuns investeringsprogram) och Yrkes- och Miljömedicin i Göteborg. 5

6 Material och metoder Urval av deltagare i studien Personer mellan år boende i två skilda områden i Hagfors slumpades från folkbokföringsregistret. Målet var att få 40 deltagare från ett område med hög andel vedeldning, och 20 personer från ett område med fjärrvärme. Till området med hög andel vedeldning utvaldes norra Dalen, och fjärrvärmeområdet representerades av Gärdet /Lärarevägen. Från folkbokföringsregistret slumpades 54 personer boende i norra Dalen (figur 1). Av dessa tackade 39 personer ja, 10 personer nej, 4 personer bodde inte längre i området och 1 person kunde aldrig nås trots flera kontakter. Av de 39 som valde att delta var 18 män och 21 kvinnor. Från fjärrvärmeområdet slumpades från folkbokföringsregistret dels 15 personer boende på Lärarevägen, dels 10 personer från Gärdet (figur 1). Av de 15 på Lärarevägen tackade 13 ja, 1 nej och 1 bodde inte längre kvar. Av de 10 från Gärdet tackade 7 ja, 2 nej och 1 var bortrest under hela mätperioden. Av de 20 som valde att delta var 12 män och 8 kvinnor. Figur 1. Antal deltagare från området med hög andel vedeldning och från fjärrvärmeområdet. 6

7 Andelen som totalt accepterade att delta i undersökningen var således 81 % (59/73) av målgruppen. För vedeldningsområdet var deltagarandelen 78 % (39/50), för området med fjärrvärme 87 % (20/23). Av det totala deltagarantalet var 47 % kvinnor och 53 % män. I vedeldningsområdet var könsfördelningen 51 % kvinnor och 49 % män, i området med fjärrvärme var 40 % kvinnor och 60 % män. Exponeringsmätningar Allmänt om provtagningen Personburen provtagning av bensen, butadien och aldehyder gjordes under sex på varandra följande dygn. Parallellt med denna mätning provtogs bensen och aldehyder i deltagarnas sovrum. PAH provtogs i sovrummen under ett dygn. Upprepad personburen mätning gjordes inom 3-5 veckor av bensen, butadien och aldehyder. Upprepad mätning gjordes även av PAH i sovrum. Totalt utfördes mätningar på 59 individer. Det utfördes personburna provtagningar av bensen och provtagningar av butadien och aldehyder. Stationärt i sovrummen gjordes 59 bensenmätningar, 30 mätningar av 1,3-butadien och aldehyder samt PAH-mätningar. Praktiskt genomförande Samtliga mätningar utfördes mellan den 2 februari och den 19 mars under år Denna period var uppdelad i 3 mätomgångar, med skiljande mätstrategi. Omgång 1 genomfördes 2-17 februari, omgång 2 under perioden 16 februari - 2 mars och omgång 3 under 1-19 mars. Under omgång 1 utfördes personburen provtagning av bensen, formaldehyd och butadien på 30 personer varav 20 var från vedeldningsområdet och 10 från fjärrvärme- 7

8 området. Provtagningstiden var 6 på varandra följande dygn. Parallellt med den personburna provtagningen mättes även bensen och aldehyder i sovrummen hos deltagarna. Hos 26 personer (varav 17 från vedeldningsområdet) provtogs även PAH med pumpad provtagning under ett dygn. PAH-provtagningen förflyttades under natten från sovrummet till annat rum (vardagsrum) på grund av att pumpen väsnades. Under omgång 2 genomfördes mätningar på resterande deltagare (19 från vedeldningsområdet, 10 från fjärrvärmeområdet) på samma sätt som ovan, med skillnaden att endast bensenprovtagare användes. Under omgång 3 utfördes upprepad personburen provtagning av dem som deltagit i omgång 1 (totalt 28 personer, 2 kunde inte delta i omgång 3). Den stationära mätningen i sovrummen omfattade endast PAH-mätning hos 19 personer (13 personer från vedeldningsområdet, 6 från referensområdet). Bensen Vid mätning av bensen användes diffusionsprovtagare från Perkin-Elmer. Denna består av ett 90 mm långt stålrör fyllt med ca 300 mg adsorbent, i detta fall Tenax TA (2,6-difenyl-pfenyloxidpolymer), som hålls på plats av stålnät. Vid lagring och transport är rören förslutna i båda ändar med muttrar. Provtagningen startas genom att den ena muttern ersätts av en tillsats. Denna tillsats är försedd med ett stålnät som resulterar i en definierad, turbulensfri diffusionssträcka in i adsorbenten. Provtagningen avslutas genom att diffusionstillsatsen tas av och ersätts av den avtagna muttern. Före och efter provtagning förvaras provtagarna inslutna i aluminiumfolie i rumstemperatur. Aldehyder Provtagning av formaldehyd och acetaldehyd utfördes med modifierade GMD Model 570 provtagare (figur 2). Dessa består av en polypropylenplatta, 20 x 30 x 5 mm. Provtagaren är försedd med 2 st glasfiberfilter, 20 x 20 mm, behandlade med ett reagens, 8

9 DNPH (dinitrofenylhydrazin), ca 3.5 mg per filter (den kommersiella provtagaren innehåller ca 0.7 mg). Vid provtagningen reagerar aldehyderna med DNPH, vilket medför att den modifierade provtagaren har högre kapacitet än den kommersiellt tillgängliga GMD-provtagaren. Det ena delen av filtret i provtagaren fungerar som provblank, medan den andra delen står i kontakt med den omgivande luften under provtagningstiden (figur 2). Provtagningen startas genom att ett skydd skjuts över till blanksidan av provtagaren och låter provtagningsfiltret stå i kontakt med luften via små hål i provplattan. Vid avstängning skjuts skyddet tillbaka. Före och efter provtagning förvaras provtagaren i frys i en aluminiumpåse som levereras tillsammans med provtagaren. Figur 2. Formaldehydprovtagare GMD Model 570. Butadien Vid butadienprovtagningen användes 3M OVM (organic vapor monitoring) 3500 dosimetrar. Provtagaren är 45 mm i diameter med tjockleken 12 mm. Ytan på provtagaren är försedd med en finporig folie. Under denna, på ett definierat avstånd, finns ett absorberande kolfilter. Provtagningen startas genom att burken som provtagaren levereras i öppnas. Provtagningen avslutas genom att folien ersätts med ett medföljande plastskydd. Därefter placeras provtagaren åter i sin burk. Före provtagning förvarades provtagaren i rumstemperatur, efter provtagning i frys. 9

10 Resultaten från butadienmätningarna redovisas inte i denna rapport då utvärderingen av analyserna ännu ej är klara. PAH Vid PAH-provtagningen användes aktiv (pumpad) provtagning med provtagare från avdelningen för analytisk kemi vid Stockholms universitet. Denna är cylinderformad, 65 mm lång med en maximal diameter på 32 mm. Provtagaren innehåller ett glasfiberfilter, 25 mm i diameter, och efter detta två cylinderformade polyuretanpluggar, 15 mm i diameter och 15 mm långa. På filtret uppfångas de partikulära föreningarna medan de gasformiga PAH-föreningarna uppfångas på polyuretanpluggarna. Mätningen startas genom att koppla provtagaren till en pump, ta av locket på provtagaren och starta pumpen. Pumpens flöde (2 l/min) kontrolleras genom att till provtagaren koppla en flödesadapter och rotameter. Vid avslutning av provtagningen kontrolleras flödet, därefter stängs pumpen av och locket placeras åter på provtagaren. Provtagaren förvarades i rumstemperatur före provtagning och i kyl efter provtagning. Resultaten från PAH-mätningarna redovisas inte i denna rapport då analyssvar ännu ej erhållits. Bakgrundsmätningar Stationär mätning utomhus genomfördes under samma period som exponeringsmätningarna, dels i vedeldningsområdet, dels i fjärrvärmeområdet. Provtagarna var placerade på tak, i fjärrvärmeområdet på ca 5 m höjd, i vedeldningsområdet på ca 3 m höjd. Provtagningen inkluderade partiklar (PM 10 och PM 2.5 ), bensen, PAH samt NO 2. Partiklar och bensen mättes under 3 på varandra följande dygn, totalt prover av vardera. Även PAH provtogs under 3 dygn, totalt 10 prover som tidsmässigt placerades 10

11 under omgång 1 och 3. Provtagning av NO 2 skedde under sexdygnsperioder, totalt 12 prover. Provtagaren som användes för mätning av NO 2 var en diffusionsprovtagare, ca 20 mm i diameter och 10 mm tjock. Provtagaren tillhandahölls och analyserades av IVL (Ferm och Svanberg 1998). Vid provtagning av PM 10 och PM 2. 5 användes provtagningsutrustning tillhandahållen av IVL. PM 10 provtogs med en metod utvecklad av IVL, PM 2.5 provtogs med Kleinfiltergerät (Ferm et al. 1999). Analyser Bensen Analyserna av bensenproverna utfördes vid laboratoriet på Yrkes- och miljömedicin vid Sahlgrenska Universitetssjukhuset i Göteborg. Analyserna utfördes med automatisk termisk desorption i en ATD 400 (Perkin Elmer) kopplad till en gaskromatograf (Autosystems GLX, Perkin Elmer) försedd med flamjonisationsdetektor (FID). Adsorbentrören desorberades genom uppvärmning till 250 C under 5 minuter med heliumgenomströmning. Det desorberade provet koncentrerades på en kylfälla bestående av Tenax TA kyld till 30 C. Provet injicerades på separationskolonnen (DB-1, id 0,32 mm, filmtjocklek 1 µm, 60 m) genom snabb upphettning av kylfällan till 250 C. Vid separationen användes temperaturprogrammet: 50 C i 10 minuter, därefter ökning med 3,5 /minut till 120 C och slutligen 20 /minut till 250 C. Utvärderingen gjordes med hjälp av programmet Turbochrom workstation. 11

12 Minsta detekterbara mängd angavs till 0,6 ng/prov. Perkin Elmer provtagarnas upptagningshastighet är bestämd till 0,6 l/dygn (Brown, 1998) vilket ger en detektionsgräns på 0,2 µg/m 3 för sexdygnsmätningarna. Som kontrollprov vid kalibreringen användes en standard tillverkad av NMI i Holland. Överensstämmelsen anses acceptabel om skillnaden mellan kontrollprov och egen standard inte är större än ±5 %. Aldehyder Samtliga analyser utfördes vid Arbetslivsinstitutet i Umeå (Levin och Lindahl 1994, Lindahl et al. 1996). Analyserna utfördes genom att formaldehyd- och acetaldehydhydrazon eluerades från filtren genom skakning med acetonitril. Denna lösning separerades i ett vätskekromatografisystem (uppbyggd av två Waters M-6000 pumpar och Waters M-710 B autosampler). Separationskolonnen var en Spherisorb ODS 2 (150 x 4.6 mm id) och mobilfasen bestod av 65 % metanol i vatten. Detektion skedde med adsorbansdetektor (Waters, USA), vid våglängden 365 nm. Utvärderingen gjordes med hjälp av programmet Waters Millenium data systems. Detektionsgränsen för metoden angavs till 0,1 µg/prov. Upptagshastigheten för acetaldehyd är bestämd till 17 ml/min och för formaldehyd till 25 ml/min. Detta ger en detektionsgräns för sexdygnsmätningarna på 0,7 µg/m 3 för acetaldehyd och 0,5 µg/m 3 för formaldehyd. NO 2 Samtliga analyser av kvävedioxid utfördes vid IVL i Göteborg (Ferm och Svanberg 1998). Detektionsgränsen angavs till <0,5µg/m 3. 12

13 PM 2.5 /PM 10 Samtliga partikelfilter vägdes av IVL, i ett klimatrum på Yrkes- och miljömedicin. Filtren vägdes före och efter provtagning. Innan vägning konditioneras filtren i klimatrum vid bestämd temperatur och fuktighet (Ferm et al. 2000). PAH och Butadien PAH-provtagarna analyseras vid avdelningen för analytisk kemi vid Stockholms universitet, och butadien vid Institutet för arbetshygien i Helsingfors, Finland. Då analyssvar ännu ej finns tillgängliga presenteras analysmetod och resultat inte i denna rapport. Dagbok, enkät och väder För varje provtagningsdygn fick försökspersonerna fylla i en dagbok (bilaga 1). Utöver detta fick de svara på allmänna frågor i en enkät (bilaga 2). Syftet med dagboken och enkäten var att belysa om personen varit exponerad för de aktuella ämnena genom exempelvis rökning, bilkörning, vedeldning eller någon annan aktivitet. Under perioden var medeltemperaturen 2 C, vilket kan sägas vara normal temperatur för denna tidsperiod jämfört med de 10 tidigare åren (-3 C ). Medelvindhastigheten var 1,7 m/s vilket var något mindre än den föregående 10-årsperioden (2,0 m/s ). Vädrets variation under mätperioden kan ha påverkat mätresultaten. Mätperioden var uppdelad i tre olika mätomgångar, där mätomgång 2 hade en längre period av kallt och vindstilla väder än de övriga mätomgångarna. Medeltemperaturen under mätomgång 1 och 3 var 0,9 C, och under mätomgång 2 var medeltemperaturen 4,5 C. 13

14 Statistiska metoder För statistiska beräkningar har statistikprogrammet SAS använts. Som mått på genomsnittskoncentrationer beräknades aritmetiskt medelvärde (AM), geometriskt medelvärde (GM) och medianvärde. För medianen beräknades även ett 95 %-igt konfidensintervall (95 % KI). Vid jämförelse mellan grupper användes Wilcoxons rangsummetest. Som gräns för statistiskt signifikans användes p<0,05. 14

15 Resultat Bensen Samtliga mätresultat framgår av figurerna 3 och 4. Figur 5 visar förhållandet mellan personburna bensenmätningar och sovrumsmätningar Bensen(µg/m 3 ) 10 MO1 MO3 MO Personburen mätning (idnr) Figur 3. Mätresultat för personburna bensenmätningar. I de upprepade mätningarna deltog inte person nr 3 och 24 i mätomgång 3, person nr 16 deltog men provtagningen avslutades ej vid avtalad tid, varför dessa prover ej analyserades. MO = mätomgång. 15

16 Bensen (µg/m 3 ) 15 MO1 MO Sovrumsmätningar (idnr) Figur 4. Mätresultat för bensenmätningar i sovrum. Mätning nummer 6 visar 51 µg/m 3. Prov nr 27 och prov nr 30 förlorades pga. tekniska problem vid analystillfället. 20 Bensen pb (µg/m 3 ) r s=0.80 p< Bensen sovrum (µg/m 3 ) Figur 5. Förhållandet mellan personburna (pb) bensenmätningar och sovrumsmätningar. 16

17 Personburna mätningar Resultat från personburna bensenmätningar redovisas i tabell 1 och 2. Utöver samtliga individers exponering redovisas också exponeringen uppdelad på boende i vedområdet respektive fjärrvärmeområdet, samt de som i enkäten uppgivit att de själva eldat med ved eller varit i bostad som eldats med ved. Tabell 1. Medel- och medianvärden (µg/m 3 ) för samtliga genomsnittliga bensenexponeringar i de fall upprepade mätningar genomförts är beräkningarna baserade på medelvärdet av dessa. I tabellen redovisas aritmetiska medelvärden (AM), geometriska medelvärden (GM), geometrisk standardavvikelse (GSD), medianvärden och konfidensintervall (KI). Typ Antal AM GM GSD Median 95% KI Alla individer 59 2,8 2,0 2,1 1,5 1,2-2,0 Vedområde 39 2,9 2,0 2,3 1,4 1,1-3,1 Fjärrvärmeområde 20 2,5 2,0 1,9 1,7 1,3-2,7 Vedröksexponerade 16 3,4 2,6 2,0 2,4 1,4-3,8 Ej vedröksexponerade 42 2,6 1,8 2,2 1,3 1,1-1,9 Skillnaden mellan bensennivåerna för boende i fjärrvärmeområdet och vedeldningsområdet var ej statistiskt signifikanta. Skillnaden mellan de som i enkät svarat att de vistats i bostad som eldats med ved, och de som ej varit i vedeldad bostad var däremot statistiskt signifikant (p = 0,04). Tabell 2. Medel- och medianvärden (µg/m 3 ) för samtliga personburna bensenmätningar uppdelade på de tre mätomgångarna. Resultaten i mätomgång 1 och 3 utgör upprepade mätningar på samma individer. Typ Antal AM GM GSD Median 95% KI Mätomgång ,8 1,7 2,3 1,2 1,1-1,8 Mätomgång ,2 2,5 2,1 2,1 1,4-4,2 Mätomgång ,9 1,4 2,0 1,1 0,9-1,8 Vid den kallare mätomgång 2 erhölls betydligt högre bensennivåer än vid de övriga mätomgångarna (p = 0,02 för omgång 1 och 2, p = 0,002 för omgång 2 och 3). I mätomgång 1 och 3 är det främst person nummer 6 och nummer 28 som avviker med högre nivåer än de övriga (se figur 1 och 2). Detta kan för person nummer 6 eventuellt 17

18 förklaras med någon kontamination i sovrummet vid mätningen, eftersom även sovrumsmätaren visar en hög bensenkoncentration. Vid den upprepade mätningen var nivån betydligt lägre. De högre resultaten för person nummer 28 kan möjligen förklaras med att personen bor tillsammans med en rökare, vilket även avspeglas i en hög koncentration i sovrummet. Det fanns en viss skillnad i bensenexponering mellan de som i enkät angett att de rökt respektive inte rökt under provtagningstiden (median rökare 1,9 µg/m 3, median ickerökare 1,5 µg/m 3, personburen mätning). Denna skillnad var dock ej statistisk signifikant. Sovrumsmätningar I tabell 3 nedan redovisas resultaten från samtliga sovrumsmätningarna av bensen, samt beräkningar från gruppindelning av dels de två olika områdena, dels de som eldat med ved respektive inte eldat med ved i bostaden. Skillnaden i bensenhalten i sovrum var signifikant högre (p = 0,02) i bostäder som eldats med ved jämfört med bostäder där vedeldning ej förekom. Tabell 3. Medel- och medianvärden för samtliga somrumsmätningar. Typ Antal AM GM GSD Median 95% KI Alla mätningar 57 3,8 1,7 2,9 1,2 0,9-1,5 Vedområde 38 3,6 1,7 3,0 1,0 0,8-1,8 Fjärrvärmeområde 19 4,4 1,8 2,7 1,3 1,0-3,2 Vedeldning i bostaden 15 4,0 2,5 2,6 1,8 1,3-4,7 Ej vedeldning 41 3,8 1,5 2,9 1,0 0,9-1,3 18

19 Formaldehyd Samtliga mätresultat presenteras i figur 6 och 7 nedan. Figur 8 visar förhållandet mellan personburna mätningar och sovrumsmätningar Formaldehyd (µg/m 3 ) MO1 MO Personburen mätning (idnr) Figur 6. Mätresultat formaldehyd, personburen mätning. I de upprepade personburna mätningarna deltog inte person nr 3 och 24 inte i mätomgång 3, person nr 16 deltog men provtagningen avslutades inte vid avtalad tid varför dessa provtagare inte analyserades Formaldehyd (µg/m 3 ) MO Sovrumsmätning (idnr) Figur 7. Mätresultat formaldehyd, sovrumsmätning. Nummer 12, 17 och 19 har uteslutits på grund av att dessa provtagare sannolikt av misstag aldrig startades, en slutsats som dragits på grund av att analysen inte gav några detekterbara nivåer av varken formaldehyd eller acetaldehyd. 19

20 50 Formaldehyd pb (µg/m 3 ) r s=0.83 p< Formaldehyd sovrum (µg/m 3 ) Figur 8. Förhållandet mellan personburna mätningar och sovrumsmätningar av formaldehyd. Personburna mätningar Resultat från de personburna mätningarna av formaldehyd presenteras nedan i tabell 4 och 5. Både skillnaderna mellan de två boendeområdena och de som eldat respektive inte eldat med ved var statistiskt signifikanta. Ingen signifikant skillnad kunde ses mellan de två mätomgångarna. Tabell 4. Medel- och medianvärden för samtliga personburna formaldehydmätningar (µg/m 3 ). Typ Antal AM GM GSD Median 95% KI Alla individer 30 16,8 14,7 1,6 15, Vedområde 20 19,6 17,1 1,7 16, Fjärrvärmeområde 10 11,2 10,9 1,3 11, ,5 Vedröksexponerade 7 23,7 22,0 1,5 18, Ej vedröksexponerade 22 14,9 13,2 1,6 12, Tabell 5. Medel- och medianvärden för de två mätomgångarna. Mätomgång 3 utgör upprepad mätning av personerna i mätomgång 1. Typ Antal AM GM GSD Median 95% KI Mätomgång ,8 14,3 1,7 14, Mätomgång ,3 15,1 1,7 14,

21 Sovrumsmätningar Nedan presenteras samtliga resultat från sovrumsmätningar av formaldehyd. Skillnaderna mellan de två boendeområdena var inte statistiskt signifikanta. Däremot var sovrumshalterna signifikant högre i bostäder där man eldat med ved jämfört med där vedeldning ej förekommit Beräkningarna utfördes även separat för boende i villor, vilket inte förändrade resultaten nämnvärt. Tabell 6. Medel- och medianvärden (µg/m 3 ) för sovrumsmätningarna av formaldehyd. Typ Antal AM GM GSD Median 95% KI Alla mätningar 27 25,6 19,7 2, Vedområde 18 30,6 22,3 2, Fjärrvärmeområde 9 15,7 15,5 1, Vedeldning i bostad 7 45,1 40,9 1, Ej vedeldning 19 19,4 15,8 2, Acetaldehyd Samtliga mätresultat av acetaldehyd presenteras i figur 9 och 10 nedan. Figur 11 visar förhållandet mellan personburen mätning och sovrumsmätning. Acetaldehyd (µg/m 3 ) Personburen mätning (id nr) MO1 MO3 Figur 9. Samtliga personburna acetaldehydmätningar (µg/m 3 ). I de upprepade personburna mätningarna hade inte person nr 3 och 24 möjlighet att delta i mätomgång 3, person nr 16 deltog men provtagningen avslutades inte vid avtalad tid, varför dessa resultat uteslöts. 21

22 30 25 Acetaldehyd (µg/m 3 ) MO Sovrumsmätning (id nr) Figur 10. Samtliga resultat från sovrumsmätningar av acetaldehyd (µg/m 3 ). Nummer 12, 17 och 19 har uteslutits på grund av att dessa provtagare sannolikt av misstag aldrig startades, en slutsats som dragits på grund av att analysen inte gav några detekterbara nivåer av varken formaldehyd eller acetaldehyd Acetaldehyd pb (µg/m 3 ) r s=0.41 p= Acetaldehyd sovrum (µg/m 3 ) Figur 11. Förhållandet mellan personburna mätningar och sovrumsmätningar av acetaldehyd. 22

23 Personburna mätningar I tabell 7 nedan presenteras samtliga mätresultat avseende personburna mätningar av acetaldehyd. Det fanns inga signifikanta skillnader mellan grupperna. I tabell 8 redovisas resultaten från de olika mätomgångarna, vilka inte heller uppvisade någon signifikant skillnad. Tabell 7. Medel- och medianvärden för samliga personburna mätningar av acetaldehyd (µg/m 3 ). Typ Antal AM GM GSD Median 95% KI Alla individer 30 2,8 2,1 2,0 2,0 1-3 Vedområde 20 3,0 2,2 2,1 2,0 1-3 Fjärrvärmeområde 10 2,4 2,0 1,9 2,0 1-4 Vedröksexponerade 7 2,8 2,4 1,7 2,5 1-6 Ej vedröksexponerade 22 2,9 2,1 2,1 2,0 1-4 Tabell 8. Medel- och medianvärden för acetaldehyd uppdelat på mätomgångar mätomgång 3 utgör upprepad mätning av personerna i mätomgång 1. Typ Antal AM GM GSD Median 95% KI Mätomgång ,8 1,7 2,7 2,0 1-2 Mätomgång ,0 2,3 2,0 2,0 2-3 Sovrumsmätningar I tabell 9 redovisas samtliga mätningar av acetaldehyd i sovrum. Inte någon skillnad mellan de ingående grupperna var statistiskt signifikant. Tabell 9. Samtliga sovrumsmätningar av acetaldehyd (µg/m 3 ). Typ Antal AM GM GSD Median 95% KI Alla mätningar 27 4,9 3,3 2,5 4,0 3-5 Vedområde 18 5,2 3,1 3,0 3,5 2-5 Fjärrvärmeområde 9 4,2 3,9 1,5 4,0 3-6 Vedeldning i bostaden 7 5,4 4,8 1,6 4, Ej vedeldning 19 4,9 3,3 2,5 3,

24 Bakgrundsmätningar Mätresultat från mätning av kvävedioxid och partiklar på de två stationära platserna redovisas i tabell 10 samt i figurerna nr På grund av misstag vid provtagningen av bensen finns endast resultat från två omgångar i fjärrvärmeområdet (nr 11 och 12). Vid båda mätomgångarna var bensenkoncentrationen 1,3 µg/m 3. Av figur 12 framgår att halterna av PM 2.5 vid samtliga mättillfällen var högre i vedeldningsområdet jämfört med fjärrvärmeområdet, och skillnaden var statistiskt signifikant (p = 0,0005). Tabell 10. Resultat från de stationära mätplatserna (µg/m 3 ). Plats Ämne Antal AM ASD Median Range Fjärrvärmeområdet NO ,6 3,2 11,2 6,5-15,4 PM 10 11* 10,0 5,6 8,7 4,3-25,4 PM ,2 1,8 4,5 2,8-8,1 Vedeldningsområdet NO 2 6 8,8 2,9 9,6 4,9-12,4 PM ,8 2,0 7,3 5,2-10,5 PM ,5 2,2 6,2 3,9-10,1 *Ett mätvärde grundas på två mätperioder (nr 3 och 7). Medelvärdet (AM) påverkas dock inte av detta. 12 PM2.5 (µg/m 3 ) Fjärromr Vedomr Mätning (tidsordning) Figur 12. Mätresultat för PM2.5. Parvisa mätningar i fjärrvärmeområdet och vedeldningsområdet. 24

25 30 PM10 (µg/m 3 ) Fjärromr Vedomr Mätning (tidsordning) Figur 13. Mätresultat för PM10. Parvisa mätningar i fjärrvärmeområdet och vedeldningsområdet. 18 NO2 (µg/m 3 ) Fjärromr Vedomr Mätning (tidsordning) Figur 14. Mätresultat för NO 2. Parvisa mätningar i fjärrvärmeområdet och i vedeldningsområdet. 25

26 Diskussion Bensen Medianvärdet, 1,5 µg/m 3, för de personburna mätningarna av bensen ligger lägre än i tidigare svenska undersökningar (Barregård et al 1999, Berglund och Khamas 1999). Detta behöver dock inte bero på att nivåerna i Hagfors generellt är lägre än på de tidigare undersökta platserna, utan kan ha sin förklaring i andra orsaker som exempelvis modernare bilpark, vädervariationer och att en sänkning har skett av bensenhalten i bensin, som fr.o.m. januari 2000 har en maximal tillåten nivå på högst 1 volyms %. Detta stöds av årsvisa bakgrundsmätningar i urbanprojektet där det varit en nedåtgående trend för samtliga provtagningsorter där man mätt från 92/93 tom 99/00 (SCB 2000). Exponeringskällor för bensen antas främst vara exponering för bilavgaser, tobaksrök och vedeldning. Den gällande lågrisknivån för bensenexponering är av institutet för miljömedicin angiven till 1,3 µg/m 3. Den erhållna genomsnittexponeringen ligger strax över detta värde. Den grupp som i enkät angett att de under mätperioden eldat med ved har signifikant högre bensenexponering än de övriga (2,4 µg/m 3 mot 1,3 µg/m 3 ). Däremot är inte nivåerna högre för boende i vedeldningsområdet, varför man inte kan säga att vedeldning medför förhöjd bensenexponering för närboende, i varje fall inte under de väderomständigheter som rådde under mätningen. Ytterligare beräkningar kommer att göras med multivariata metoder, där t.ex. även rökvanor och bostadstyp tas med i beaktande. Den skillnad som erhölls i bensennivåer under de tre mätomgångarna, där omgång 2 hade signifikant högre bensenkoncentrationer, kan troligen förklaras med vädervariationer. Under denna period var det en längre period med kallt och stilla väder, som troligen hindrat omblandning av luften med bildning av ett stillastående skikt på låg höjd där luftföroreningarna ansamlats. 26

27 Medianen på sovrumsmätningarna (samtliga mätningar 1,2 µg/m 3 ) låg lägre än de personburna mätningarna, vilket var förväntat och överensstämmer med resultat från tidigare undersökningar (Gonzales-Flesca et al 1999, Cocheo et al 2000). Även för sovrumsmätningarna ligger bensennivåerna högre i sovrum i bostäder som eldats med ved, jämfört med sovrum i bostäder där det ej eldats med ved (1,8 mot 1,0 µg/m 3 ). Den goda korrelationen mellan sovrumsmätningar och personburna mätningar avspeglas i figur 5. Bakgrundmätningar av bensen genomfördes både i vedeldningsområdet och i fjärrvärmeområdet, men olyckligtvis misslyckades de flesta av dessa mätningar. På grund av detta genomförs ytterligare en undersökning med bakgrundsmätningar vid samma tidsperiod år Formaldehyd Medianvärdet, 15 µg/m 3, för samtliga personburna mätningar av formaldehyd ligger på en något lägre nivå än tidigare undersökningar (Gonzales-Flesca et al 1999, Lindahl et al 1999, Sällsten et al 2000). Formaldehydnivåerna var signifikant högre för både gruppen boende i vedeldningsområdet (vedeldningsområdet 16,8 µg/m 3, fjärrvärmeområdet 11,3 µg/m 3 ), och de som i enkät angett att de vistats i bostad som eldats med ved under mätperioden (vedeldat 18 µg/m 3, ej vedeldat 12,5 µg/m 3 ), vilket sannolikt beror på vedröken. Medianvärdet för sovrumsmätningarna, 18 µg/m 3, ligger något högre än de personburna mätningarna, vilket kan förklaras med användningen av formaldehyd i material som finns i bostäder exempelvis färger, plaster, lim, gummi och spånplattor. I två andra studier har något högre formaldehydhalter inomhus erhållits (Gonzales-Flesca et al 1999, Sällsten et al 2000). Formaldehydnivåerna var betydligt högre både för vedeldningsområdet (vedeldningsområdet 26 µg/m 3, fjärrvärmeområdet 15 µg/m 3 ) och för de som i enkät angett att de eldat med ved under provtagningstiden (vedeldat 37 µg/m 3, inte 27

28 vedeldat 16 µg/m 3 ). Nivåerna vid de personburna mätningarna och sovrumsmätningarna korrelerade väl med varandra, vilket kan förklaras med att den största delen av den personburna exponeringen kommer från exponering i hemmen. Det har tidigare visats (Sällsten et al 2000) att formaldehydnivåerna är högre i villor än i flerfamiljshus. I denna undersökning var antalet boende i flerfamiljshus litet och beräkningar utförda på enbart de som bor i villa ändrade inte resultaten nämnvärt. Ytterligare beräkningar kommer att göras med multivariata metoder, där t.ex. även rökvanor och bostadstyp tas med i beaktande. Acetaldehyd Generellt kan sägas att nivåerna av acetaldehyd var låga. Medianvärdet 2,0 µg/m 3 för de personburna mätningarna, ligger klart lägre än i en tidigare undersökning i Frankrike där medelvärdet på 10 personburna mätningar var 19 µg/m 3 (Gonzales-Flesca et al 1999) och i en undersökning i Göteborg och Borås (3,6 µg/m 3, Sällsten et al 2000). Bostadsområde och vedeldning påverkade inte resultaten. Även sovrumsmätningarna av acetaldehyd låg på en genomgående låg nivå. Medianvärdet var 4,0 µg/m 3 för samtliga mätningar. Detta kan jämföras med resultatet 24 µg/m 3 för inomhusmätningarna i den tidigare nämnda franska studien (Gonzales Flesca et al 1999), och 5,3 µg/m 3 för studien i Göteborg och Borås (Sällsten et al 2000). Någon skillnad mellan områdena kunde inte heller här urskiljas. Allmänt kan sägas att både denna och de två tidigare nämnda studierna tyder på att acetaldehydnivåerna är högre inomhus än utomhus, vilket kan förklaras med industriell användning av acetaldehyd inom exempelvis pappersindustri och vid tillverkning av lim. Acetaldehyd bildas liksom formaldehyd vid förbränning. 28

29 Bakgrundsmätningar Stationära mätningar gjordes under provtagningsperioden, dels på ett tak i vedeldningsområdet, dels på ett tak i fjärrvärmeområdet. Båda platserna bedöms vara likvärdiga vad gäller åtkomlighet för vind och närhet till väg. Dock var trafiktätheten större i fjärrvärmeområdet och en bilparkeringsplats fanns i närheten. Medianvärdet för NO 2 uppmättes i vedeldningsområdet till 9,6 µg/m 3, och i fjärrvärmeområdet till 11,2 µg/m 3. Dessa värden kan jämföras med vinterhalvårsmedelvärden från 1999/2000 av de stationer (42 tätorter) som ingår i urbanprojektet där nivåerna ligger mellan 7 och 25 µg/m 3 (SCB 2000). I figur 12 framgår att alla utom en mätpunkt av de 6 parvisa ligger på en högre nivå i fjärrvärmeområdet än i vedeldningsområdet. Detta kan bero på en något större förekomst av bilavgaser. Nivåerna ligger dock på en jämförelsevis låg nivå. Medianvärden för PM 10 uppmättes till 8,7 µg/m 3 i fjärrvärmeområdet och till 7,3 µg/m 3 i vedeldningsområdet. Från figur 11 framgår att mätningarna vid de två platserna ser ut att följa varandra väl, med undantag av den första mätpunkten i fjärrvärmeområdet som ligger betydligt högre än övriga värden. Vid ett tillfälle användes av misstag samma filter två gånger i fjärrvärmeområdet, därav avsaknaden av två mätpunkter. Nivåerna kan jämföras med resultat från vinterhalvårsmedelvärden från 1999/2000 i Stockholm, Göteborg och Malmö där nivåerna låg högre (SCB 2000). Mätresultat från sex svenska städer under september augusti 2000 visar på halter mellan µg/m 3 (Areskoug et al 2001). Halterna av PM 10 i Lycksele och Umeå var snarlika de halter som uppmättes i Hagfors medan nivåerna i storstäderna (Stockholm, Göteborg, Malmö) var högre. Medianvärdet för PM 2.5 uppmättes till 4,5 µg/m 3 i fjärrvärmeområdet och 6,2 µg/m 3 i vedeldningsområdet. Från figur 12 framgår att mätvärdena följer varandra väl, och att samtliga mätvärden i vedeldningsområdet ligger över dem i fjärrvärmeområdet. Detta är intressant, då det tyder på att partikelhalten är mätbart högre i vedeldningsområden. Bidraget från vedeldning är möjligen något större än uppmätt skillnad i halter mellan 29

30 områdena (cirka 1,5 µg/m 3 ), eftersom det var mer biltrafik vid mätplatsen i fjärrvärmeområdet. Partikelhalterna av PM 2.5 i Hagfors är snarlika de halter som uppmätts i Lycksele och Umeå men lägre än i svenska storstäder (Areskoug et al 2001) Variabilitet och mätstrategi Uppläggningen med 39 personer från vedeldningsområdet och 20 personer från fjärrvärmeområdet gjorde det möjligt att jämföra de två områdena med varandra. Upprepad mätning på en tredjedel av försökspersonerna möjliggör beräkningar på variabiliteten både inom och mellan individer. Ytterligare beräkningar kommer att göras med avseende på variabilitet. Av kostnadsskäl mättes inte alla ämnen på samtliga individer. Provtagningstiden med sex dygn gör det möjligt att få en uppfattning om individens genomsnittliga exponering. Om en kortare provtagningstid används får tillfälliga faktorer såsom intermittent vedeldning, tankning och vistelse i trafikerade miljöer större genomslag. Uppläggningen ger underlag för att jämföra boende i områden med och utan vedeldning. För att klargöra skillnader mellan exponeringsnivåer bland dem som intermittent eldar med ved och dem som inte eldar med ved kan man behöva göra ett riktat urval för att få en större grupp vedeldare. Validitet Urvalet av försökspersoner gjordes slumpmässigt. Bortfallet var begränsat (19 %), och då det i de flesta fall fanns särskilda skäl till att personerna valde att inte deltaga, får den undersökta gruppen anses vara representativ för befolkningen i de två områdena i Hagfors i denna ålder. 30

31 Fortsatta studier Detta är en första delrapport i studien över allmänbefolkningens exponering för cancerframkallande luftföroreningar i Hagfors kommun. Fördjupade analyser kommer att göras på materialet i denna delrapport, där bland annat multivariata beräkningar av olika källors betydelse kommer att göras. Vidare ska variationen inom och mellan individer undersökas ytterligare. Slutligen kvarstår bearbetning av resultat från mätning av PAH och 1-3-butadien, vilka kommer att presenteras i andra rapporter. Ytterligare mätningar genomförs både 2001 och 2002/2003, vilket kommer att ge ytterligare information om tidsvariationer och effekt av ombyggnad till fjärrvärme. 31

32 Sammandrag av resultaten Vedeldning anses stå för en stor del av emissionerna i Sverige av både partiklar och flyktiga kolväten. Vintern 2000 undersöktes allmänbefolkningens exponering för luftföroreningarna i två områden i Hagfors, dels i ett område med hög andel vedeldning och dels i ett fjärrvärmeområde. Mätningar utfördes både personburet och i hemmen (sovrummet) under sex dygn. Dessutom utfördes mätningar utomhus i en mätpunkt i varje område. I denna delrapport redovisas resultaten avseende bensen, formaldehyd och acetaldehyd samt utomhushalterna av partiklar (PM 10 och PM 2.5 ) och NO 2. Sammantaget utfördes mätningar på 59 individer varav 39 från vedområdet och 20 från fjärrvärmeområdet. Medianvärdet för samtliga personburna mätningar avseende bensen var 1,5 µg/m 3 (95 % konfidensintervall 1,2-2 µg/m 3 ). Nivån ligger strax över den lågrisknivå för bensen (1,3 µg/m 3 ) som Institutet för Miljömedicin angivit och något lägre än tidigare undersökningar på allmänbefolkning i Göteborg och Borås. Den grupp som i enkät angett att de under mätperioden eldat med ved hade signifikant högre bensenexponering än de övriga (2,4 µg/m 3 mot 1,3 µg/m 3 ). Däremot var inte nivåerna högre för boende i vedeldningsområdet. Mätningar i sovrummen gav något lägre halt jämfört med de personburna mätningarna. Det fanns en god korrelation mellan de personburna mätningarna och sovrumsmätningarna (r s =0,80). Medianvärdet för formaldehyd var 15 µg/m 3 (95 % konfidensintervall µg/m 3 ) för samtliga personburna mätningar. Detta är en något lägre nivå än i tidigare undersökningar i Sverige. Formaldehydnivåerna var signifikant högre både för gruppen boende i vedeldningsområdet (vedeldningsområdet 16,8 µg/m 3, fjärrvärmeområdet 11,3 µg/m 3 ), och de som i enkät angett att de vistats i bostad som eldats med ved under mätperioden (vedeldat 18 µg/m 3, ej vedeldat 12,5 µg/m 3 ), vilket sannolikt beror på vedröken. Även formaldehydnivåerna i sovrummen var betydligt högre både i vedeldningsområdet (vedeldningsområdet 26 µg/m 3, fjärrvärmeområdet 15 µg/m 3 ) och för de hushåll som i enkät angett att de eldat med ved under provtagningstiden (vedeldat 37 µg/m 3, ej vedeldat 16 µg/m 3 ). Nivåerna vid de personburna mätningarna och sovrumsmätningarna 32

33 korrelerade väl med varandra (r s =0,83), vilket kan förklaras med att den största delen av den personburna exponeringen kommer från exponering i hemmen. Låga acetaldehydhalter uppmättes både personburet (median 2 µg/m 3 ) och i sovrummen (median 4 µg/m 3 ). De stationära mätningarna utomhus av NO 2 och PM 10 visade något högre halter i fjärrvärmeområdet jämfört med vedområdet (NO 2 : median 11,2 mot 9,6 µg/m 3, PM 10 : median 8,7 mot 7,3 µg/m 3 ). Halterna av små partiklar, PM 2.5, var däremot högre i vedeldningsområdet vid samtliga mättillfällen. Bidraget från vedeldning är möjligen något större än uppmätt skillnad i halter mellan områdena (cirka 1,5 µg/m 3 ), eftersom det var mer biltrafik vid mätplatsen i fjärrvärmeområdet. Sammanfattningsvis tyder denna undersökning på att individer som utsätts för vedrök har en högre exponering för bensen och formaldehyd och att vedeldning påverkar utomhushalterna av PM 2.5. Fördjupade analyser kommer att göras med bland annat multivariata beräkningar av olika källors betydelse. Vidare ska variationen inom och mellan individer undersökas ytterligare. Resultaten från besvärsenkäten samt mätningar av polyaromatiska kolväten (PAH) och 1,3-butadien är ännu ej analyserade och kommer att redovisas senare. 33

34 Tack Ett stort tack till Anna Sjörs, projektsamordnare för Hagfors kommuns investeringsprogram (HIP), förutan vars medverkan denna studie inte kommit till stånd och Energimyndigheten, Naturvårdsverket samt Länsstyrelsen i Värmlands län för finansiering av undersökningen. Ett stort tack även till samtliga försökspersoner samt Peter Melberg, Thomas Moen, Hans-Eric Bjöörn och Lennart Carlbrink som skötte de stationära mätningarna. 34

35 Referenser Areskoug H, Alesand H-C, Hansson E, Hedberg C, Johansson V, Vesely V, Widequist U, Ekengren T. Kartläggning av inandningsbara partiklar i svenska tätorter och indentifikation av de viktigaste källorna. Energimyndigheten, Naturvårdsverket och Vägverket ( Barregård L, Nordlinder R, Ljungkvist G, Söderholm A, Wahlström D, Lindskog A, Andersson J. BIG Bensenexponering hos allmänbefolkning i Göteborg Rapport från Yrkesmedicin nr 77. Berglund T, Khamas A. Bensenexponering hos allmänbefolkning i Borås. Projektarbete. Läkarlinjen, Göteborgs Universitet, Brown R. Environmental use of diffusive samplers: evaluation of reliable diffusive uptake rates for benzene, toluene and xylene. Journal of environmental monitoring 1999; 1: Cocheo V, Sacco P, Boaretto C, De Saeger E, Ballesta PP, Skov H, Goelen E, Gonzales N, caracena AB. Urban benzene and population exposure. Nature 2000; 404:141. Ferm M, Svanberg P-A. Cost-efficient techniques for urban- and background measurements of SO 2 and NO 2. Atmospheric environment 1998:32 (8): Ferm M, Peterson K, Svanberg P-A, Lövblad G. Cost-efficient measurements of PM 10 using simple sampling equipment. EMEP/CCC-Report 9/2000: Gonzales-Flesca N, Cicolella A, Bates M, Bastin E. Pilot Study of Personal, Indoor and Outdoor Exposure to Benzene, Formaldehyd and Acetaldehyde. Environmental Science and Pollution Research 1999; 6(2): Levin J-O, Lindahl R. Diffusive Air Sampling of Reactive compounds. Analyst 1994;119: Lindahl R, Levin J-O, Mårtensson M. Validation of a Diffusive Sampler for the Determination of Acetaldehyde in Air. Analyst 1996; 121: Lindahl R, Levin J-O, Järvholm B. Self assessment as a method for determination of exposure to formaldehyde. Indoor air conference 1999; 4: SCB. Luftkvalitet i tätorter vintern 1999/2000. Programmet för miljöstatistik, Stockholm dec Beställningsnummer MI 24 SM Sällsten G, Barregård L, Johansson A, Lindahl R, Loh C. Allmänbefolkningens exponering för aldehyder. Svenska Läkaresällskapets Handlingar, Hygiea 2000; 109: s

36 36

37 Bilaga 1 Nr: Datum: Namn och adress: Dagbok under hela veckan (ifylles dagligen): Det är viktigt för oss att få en uppfattning om var Du i huvudsak har vistats under försöksperioden. För att underlätta får Du en enkel dagbok (se nedan). Det kan vara svårt att komma ihåg dagboken, men ett förslag är att göra dagboksskrivandet till en rutin. Du kan t ex fylla i dagboken innan Du tar av provtagaren för natten. Fyll i ett dygn i taget. Om Du åkt bil eller buss ber vi dig att uppskatta tiden i minuter. Dygn 1: minuter timmar Hur länge har Du vistats i hemmet under provtagningsdygnet? Hur länge har Du färdats med bil eller buss? Hur länge har Du vistats inomhus någon annanstans? Hur länge har Du vistats utomhus? Dygn 2: Hur länge har Du vistats i hemmet under provtagningsdygnet? Hur länge har Du färdats med bil eller buss? Hur länge har Du vistats inomhus någon annanstans? Hur länge har Du vistats utomhus? Dygn 3: Hur länge har Du vistats i hemmet under provtagningsdygnet? Hur länge har Du färdats med bil eller buss? Hur länge har Du vistats inomhus någon annanstans? Hur länge har Du vistats utomhus? Dygn 4: Hur länge har Du vistats i hemmet under provtagningsdygnet? Hur länge har Du färdats med bil eller buss? Hur länge har Du vistats inomhus någon annanstans? Hur länge har Du vistats utomhus? Dygn 5: Hur länge har Du vistats i hemmet under provtagningsdygnet? Hur länge har Du färdats med bil eller buss? Hur länge har Du vistats inomhus någon annanstans? Hur länge har Du vistats utomhus?

38 Dygn 6: minuter timmar Hur länge har Du vistats i hemmet under provtagningsdygnet? Hur länge har Du färdats med bil eller buss? Hur länge har Du vistats inomhus någon annanstans? Hur länge har Du vistats utomhus? Frågor rörande hela veckan (ifylles vid provtagningens slut): 1. Har Du rökt under provtagningstiden? Ja Nej Om ja, hur många cigaretter/pipstopp per dag? stycken 2. Har Du vistats i ett rum tillsammans Ja Nej med någon som röker? Om ja, hur länge? timmar minuter 3. Har Du vistats i bostad (egen eller annans) Ja Nej som eldats med ved? Om ja, hur länge? timmar minuter 4. Har Du tankat bilen eller hanterat bensin Ja Nej på annat sätt? Om ja, hur mycket? liter eller (om ej tankning) vilken typ av aktivitet? Om ja, hur länge? minuter 5. Har du hanterat bensindrivna redskap Ja Nej t ex gräsklippare, motorsåg eller snöskoter? Om ja, hur länge? minuter 6. Har Du vistats i områden med mycket trafik? Ja Nej Om ja, hur länge? timmar minuter Vid frågor, ring någon av oss (i första hand Cecilia som kan nås även kvällstid): Cecilia Andersson, miljöinformatör , Gerd Sällsten, docent, 1:e yrkeshygieniker Lars Barregård, docent, överläkare

39 Bilaga 2 Nr: Datum: Namn och adress: Allmänna frågor: 2. Var arbetar/studerar Du (arbetsplats)? 3. Yrke/studieinriktning? 4. Arbets-/skoltider? 5. Färdmedel till arbete/skola? 6. Parkerar Du i ett inbyggt garage? Ja Nej 7. Kommer Du i kontakt med motoravgaser/bensinångor inom arbetet/skolan. Ja Nej 8. Kommer Du i kontakt med motoravgaser/bensinångor på din fritid? Ja Nej 9. Är Du rökare? Ja Nej 10. Är det någon annan som röker hemma? Ja Nej 11. Har Du de tre senaste månaderna känt dig besvärad av något av följande? (kryssa i rätt ruta) Ja, ofta (varje vecka) Ja, ibland Nej, aldrig a) trafikbuller b) bilavgaser 12. Hur ofta brukar Du vintertid uppleva luften såsom irriterande? dagligen eller ibland eller aldrig eller nästan dagligen periodvis nästan aldrig a) i ditt bostadsområde b) mitt i centrum Vid frågor, ring någon av oss (i första hand Cecilia som kan nås även kvällstid): Cecilia Andersson, miljöinformatör , Gerd Sällsten, docent, 1:e yrkeshygieniker Lars Barregård, docent, överläkare

40