Partiklar i inomhusmiljön en litteraturgenomgång

Transkript

1 Partiklar i inomhusmiljön en litteraturgenomgång

2 Socialstyrelsen klassificerar sin utgivning i olika dokumenttyper. Detta är ett Underlag från experter. Det innebär att det bygger på vetenskap och/eller beprövad erfarenhet. Författarna svarar själva för innehåll och slutsatser. Socialstyrelsen drar inga egna slutsatser i dokumentet. Experternas sammanställning kan dock bli underlag för myndighetens ställningstaganden. Artikelnr Bilder /figurer Claes-Gunnar Ericsson Publicerad januari

3 Förord Socialstyrelsen ansvarar för tillsynsvägledning om hälsoskydd i bostäder, lokaler m.m. inom miljöbalkens tillämpningsområde. Inomhusmiljöns betydelse för människors hälsa är ett område där vår kunskap är relativt begränsad. Vi vet idag betydligt mera om t.ex. hälsoeffekter till följd av luftföroreningar i den yttre miljön. Under senare år har partiklar i inomhusmiljön och dess betydelse ur hälsosynpunkt fått ökad uppmärksamhet. Därför har Socialstyrelsen givit Arbets- och miljömedicin vid Akademiska sjukhuset i Uppsala i uppdrag att göra en litteraturgenomgång och en sammanställning av befintlig kunskap inom området. I uppdraget ingick att gå igenom exponeringssituationen i inomhusmiljön, partiklarnas ursprung och storleksfördelning samt deras hälsoeffekter. Rapporten är skriven av ST-läkare Claes-Gunnar Ericsson, miljöhygieniker och med. dr Greta Smedje, samt överläkare och docent Gunilla Wieslander. Projektledare vid Socialstyrelsen har varit avdelningsdirektör Marie Becker. Arbetet har följts av en referensgrupp med forskare och nationella experter. Kompetensmässigt har referensgruppen täckt in såväl exponering som tekniska och hälsomässiga aspekter. De som ingått i gruppen är teknisk doktor Anders Jansson, Institutionen för tillämpad miljökemi, Stockholms universitet, docent Kristina Jakobsson, Yrkes- och miljömedicinska kliniken, Universitetssjukhuset, Lund, professor Göran Stridh, Yrkes- och miljömedicinska kliniken, Örebro, docent Lars Ekberg, Chalmers Tekniska Högskola, Göteborg, professor Mats Bohgard, Institutionen för ergonomi/- aerosolteknik, Lunds Tekniska Högskola, Lund, toxikolog Antonis Georgellis, Miljömedicin, Stockholms läns landsting och universitetslektor Bertil Forsberg, Yrkes- och miljömedicinska kliniken, Norrlands universitetssjukhus, Umeå. Under projektet har författarna också haft kontakt med ett antal forskargrupper med forskningsanslag inom området, bland annat inom Naturvårdsverkets och FORMAS forskningsprogram Swedish Air Pollution and Health Effects (SNAP) respektive Det Sunda Huset. Socialstyrelsen tackar alla som på olika sätt bidragit till rapporten. Ann Thuvander Enhetschef Enheten för hälsoskydd 3

4 4

5 Innehåll Förord...3 Sammanfattning...8 Introduktion...10 Metod...11 Uppdraget...11 Huvuddelar i arbetet...11 Arbetsgruppen...11 Referensgruppen...11 Litteratursökningen...11 Avgränsningar...12 Använda databaser...12 Andra källor...13 Resultat av sökningen...13 Indelning av partiklar...14 Vad är en partikel?...14 Storleksklassificering av partiklar...14 Partiklars ursprung...15 Sammanfattning...16 Referenser...16 Partiklar inomhus sammansättning och ursprung...17 Inledning...17 Partiklar genererade inomhus...18 Partiklar genererade utomhus...24 Sammanfattning...28 Referenser...28 Mätning av partiklar...34 Mätstrategi...34 Antal, yta eller volym/massa...35 Mätutrustning...36 Direktvisande instrument...36 Mätning som bygger på separata insamlings- och analyssteg

6 Sammanfattning...38 Referenser...38 Exponering för partiklar i inomhusmiljön...39 Exponering och rumshalt...39 Det egna molnet...39 Halter av partiklar i bostäder...40 Halter av partiklar i skolor och daghem...40 Halter av partiklar i andra miljöer...41 Sammanfattning...41 Tabeller...41 Referenser...48 Partiklars deponering, eliminering och translokering i kroppen...52 Luftvägarnas anatomi...52 Partiklars deponering...52 Partiklars eliminering...55 Partiklars translokering...56 Nedsväljning av partiklar...57 Sammanfattning...57 Referenser...57 Toxiska verkningsmekanismer...59 Generella aspekter...59 Utomhus- kontra inomhuspartiklar...59 Sluteffekten...59 Hypoteser för mekanismer...59 Frisättning av cytokiner...60 Oxidativ stress...61 Andra inflammationssvar...62 Påverkan på hjärta, kärl och blodtryck...62 DNA-skadande effekt...63 Allergier...64 Andra mekanismer...64 Betydelsen av partiklars fysikaliska karaktär antal, yta eller massa?...64 Känsliga och utsatta grupper...66 Övrigt av betydelse...68 Sammanfattning...69 Referenser:

7 Hälsoeffekter...75 A) Djurförsök...75 B) Humanförsök...75 C) Epidemiologi...78 Sammanfattning inomhuspartiklar...92 Referenser: Riskbedömning och riskhantering Riktvärdessättning Normer för utomhusluft Normer för partiklar i inomhusmiljön Sammanfattning Referenser: Diskussion Förkortningar

8 Sammanfattning Denna litteraturgenomgång syftar till att sammanfatta kunskapen om ursprung, storleksfördelning, exponeringsförhållanden och hälsoeffekter när det gäller luftburna partiklar i inomhusmiljön. Vi har i vår genomgång funnit att det finns en påtaglig hälsopåverkan av partiklar att underlaget, i förhållande till vår undersöknings avgränsningar, inte är tillräckligt för att sätta ett riktvärde för den inomhusmiljö vi studerat att det ur hälsosynpunkt är viktigt att minimera partikelhalterna såväl inomhus som utomhus. Man har definierat speciella partikelstorlekar som antas ha särskild betydelse för hälsan. De vanligast använda är PM 10 och PM 2,5 (partiklar som har en aerodynamisk diameter av upp till 10 respektive 2,5 µm), TSP (totalmängden luftburna partiklar) och respirabla partiklar. Respirabla partiklar motsvarar ungefär PM 4 PM 5. Det finns också ett ökande intresse för partiklar mindre än 1 µm. Koncentrationen av luftburna partiklar inomhus beror på hur mycket utomhuspartiklar som kommer in, generering av partiklar inomhus samt anordningar och aktiviteter för att få bort partiklarna. Förutom tobaksrökning är matlagning, städning och stearinljus viktiga källor till partiklar inomhus. Hur mycket partiklar i utomhusluften som kommer in bestäms av byggnadens ventilationssystem, otätheter i själva byggnadsskalet och hur byggnaden används när det gäller fönstervädring, öppna dörrar o.d. I avsaknad av partikelkällor inomhus så bestäms halterna inomhus av utomhusluften. Därmed får omgivande utomhusmiljö en stor betydelse. Att mäta partiklar i miljön är komplicerat. Halten partiklar i luften varierar starkt över tid och med aktivitet. Traditionellt brukar koncentrationen av partiklar i luften anges i massa per luftvolym, t.ex. µg/m³. Mycket små partiklar har låg massa och kommer därför att ge ett litet bidrag till massan. Det har därför diskuterats att mätning av antalet partiklar per luftvolym ibland kan vara mer relevant. Det finns också olika typer av mätutrustning. Bristen på standardisering av mätmetoder försvårar jämförelsen av uppmätta halter mellan olika studier. De flesta mätningar av partiklar i inomhusmiljön gäller halten i rumsluften. Vid bedömning av hälsoeffekter är det önskvärt att mäta den verkliga exponeringen. Vid sådan personburen mätning får man vanligen något högre partikelhalter än vid omgivningsmätning. För att ge underlag för miljöåtgärder är det viktigt att kunna särskilja olika källors bidrag, och stationär mätning i miljön kan vara att föredra. I skolor och på daghem tycks koncentrationen luftburna partiklar vara högre än i bostäder. Det är främst de större partiklarna, PM 10 och TSP, som visar höga halter i skolor och daghem. 8

9 Partiklarnas omsättning i kroppen kan beskrivas av dess deponering, eliminering och translokering. Omsättningen påverkas av partikelstorlek, andningssätt, luftvägssjukdom, ålder m.m. Vissa verkningsmekanismer är gemensamma för partiklar med likartad storlek, medan andra är likartade för de flesta partiklar och ytterligare andra beror på partikelns individuella egenskaper. Från studier av partiklar i utomhusluften vet vi att dessa kan orsaka framför allt hjärt- och lungsjukdom. Skademekanismerna inbegriper direkt kemikalieskada, oxidativ stress, cytokinfrisättning, IgE-frisättning, DNA-skada och blodkoagulering. Vidare epitelskada, endotelskada, påverkan på flimmerhårsfunktionen, blodförtjockning, kärlsammandragning, påverkan på autonoma nervsystemet, påverkan på variabiliteten i hjärtrytmen, luftvägsobstruktion, allergi, infektion samt inflammerade vävnader. I jämförelse mellan å ena sidan partikelmassa och å andra sidan yta och antal så verkar fler anse att de två senare är avgörande för skadeeffekten. Rökare, äldre, barn, diabetiker samt personer med hjärtsjukdom och lungsjukdom anses vara extra känsliga för partiklar. Vedpannor, öppna spisar och gasspisar bildar partiklar och kan orsaka framför allt luftvägsbesvär. Rökens partiklar är också mutagena. Matlagning bildar också partiklar men det finns få hälsoundersökningar av detta. Damm i skolmiljö kan sannolikt ge allergier, rinit och astma. I kontorsmiljö har städning och luftrening visats kunna minska besvär, men många faktorer samverkar sannolikt. Hälsoeffekter med samband till PM 2,5 i bostadsluft har beskrivits i elva epidemiologiska studier. Det är ett för litet underlag för att göra en säker riskbedömning. Studierna visar en viss tendens till doseffektsamband med först små förändringar i lungfunktionsmätningar, inflammatorisk aktivitet i luftrören och asymptomatisk påverkan på hjärtvariabilitet vid ca µg/m³. Från 50 µg/m³ ser man rinokonjunktivit och hos barn luftvägsbesvär. Vid µg/m³ noterar man övriga luftvägssjukdomar inklusive astma samt bakteriell och kronisk bronkit. Större studier, liknande de mortalitetsstudier och sjuklighetsstudier som finns för utomhuspartiklar, saknas dock. Eventuellt skulle man genom sådana studier kunna se sjukdom vid lägre halter även för inomhuspartiklar. Idag saknas således tillräckligt underlag för att sätta ett riktvärde. Frågan är också om det är rimligt att sätta ett riktvärde för inomhuspartiklar. Halterna av inomhuspartiklar sammanhänger i stor utsträckning med hur man använder bostaden eller lokalen när det gäller t.ex. förbränning och uppvirvling av damm. De flesta människor i dagens svenska samhälle skulle nog ha svårt att acceptera om samhället gick in och reglerade hur lokalen används. Ett annat förhållningssätt vore att se till att byggnaderna, både nya och befintliga, skapar förutsättningar för att hålla partikelhalterna så låga som möjligt eller under ett visst värde. Man skulle då rikta insatserna mot ventilationssystem, planlösningar, materialval och produkter. 9

10 Introduktion Luftburna partiklars inverkan på människors hälsa framstår allt tydligare som ett allvarligt miljöproblem. För utomhusluft regleras partikelhalterna med hjälp av miljökvalitetsnormer, som är baserade på EU-direktiv. För inomhusluft i icke-industriella miljöer finns idag inga svenska rekommendationer. Samtidigt vet vi att människor vistas cirka 90 procent av sin tid inomhus. Exponeringen för partiklar sker därför i stor utsträckning i inomhusmiljön. Det gäller både för partiklar som bildas inomhus och för partiklar som bildas utomhus. Kunskapsläget när det gäller partiklar i inomhusmiljön och deras effekter på människors hälsa är inte alls lika gott som kunskapsläget för partiklar utomhus. Behovet av kunskap om partiklar i bostäder och offentliga byggnader, t.ex. skolor, daghem och äldreboende, är därför mycket stort. Det har dock visat sig svårt att lägga upp studier av inomhusmiljön på ett sådant sätt att man får fram generaliserbara resultat som gäller befolkningen i allmänhet eller känsliga grupper. Därför återstår mycket forskning innan vi kan bedöma hälsoeffekterna av partiklar i inomhusmiljön med motsvarande grad av säkerhet som vi kan med effekterna av partiklar i utomhusmiljön. Samtidigt är det viktigt att den kunskap som trots allt finns om partiklar i inomhusmiljön används på ett konstruktivt sätt. Därför har denna kunskapssammanställning tagits fram som ett första steg mot en riskbedömning och eventuella framtida riktlinjer för partiklar i inomhusmiljön. 10

11 Metod Uppdraget Vårt uppdrag var att med en litteraturgenomgång belysa ursprung, storleksfördelning, exponeringsförhållanden och hälsoeffekter när det gäller partiklar i inomhusluften. Litteraturgenomgången skulle syfta till en preliminär riskbedömning, om underlaget så tillät. Uppdraget inkluderade också att göra en jämförelse med exponeringen utomhus och med de riskbedömningar som gjorts för utomhuspartiklar. Huvuddelar i arbetet Huvuddelarna i arbetet har varit följande: 1. Litteratursökning 2. Arbetsgrupp 3. Referensgrupp Arbetsgruppen Arbetsgruppen har bestått av tre medarbetare vid Arbets- och miljömedicin i Uppsala, Claes-Gunnar Ericsson, Greta Smedje och Gunilla Wieslander. Referensgruppen För arbetet bildades en referensgrupp. Strävan var att referensgruppen skulle bestå av personer med olika professioner och från olika institutioner i Sverige. I gruppen har ingått sju personer. Deltagarna har träffats vid ett tillfälle, en heldag, i Uppsala samt har haft två telefonmöten. Utöver referensgruppen har vi konsulterat läkare med specialkunskaper inom området. Litteratursökningen För att kunna göra en riskbedömning har vi fokuserat på publikationer där partikelnivåer mätts inomhus och artiklar där både exponeringsmätning och utvärdering av hälsoeffekter finns redovisade. På grund av olika nationella förhållanden, såsom klimat, ventilation och byggnadsteknik, så har vi för jämförelse av exponeringsnivåer eftersträvat svenska eller nordeuropeiska exponeringsförhållanden. De publikationer som använts har främst varit läroböcker och vetenskapliga artiklar, men de har i vissa avsnitt kompletterats med konferensbidrag och rapporter från välrenommerade forskningsinstitutioner. 11

12 Avgränsningar Vid referensgruppens första möte diskuterades bl.a. avgränsningar. Gruppen beslöt att fokusera på de storleksdefinierade partiklarna. Artiklar relaterade till tobaksrök, radon och yrkesexponeringar skulle uteslutas. Bioaerosoler och allergen skulle hanteras endast översiktligt. En fullständig genomgång av litteraturen om sådana bioaerosoler gjordes därför inte, och någon riktvärdesdiskussion om dessa partiklar har inte varit aktuell. Likaså har artiklar med hälsoutfall om gasspisar och liknande, i de fall där exponeringsmätningar saknats, också hanterats översiktligt. Referensgruppen beslöt också att inte inkludera tunnlar, järnvägs- och tunnelbanestationer och dylika anläggningar. En viss mängd information har inhämtats för att pedagogiskt kunna redovisa bakgrundskunskaper. Det har exempelvis gällt generella fysikkunskaper och fakta om partiklars deponering. Tiden har inte medgett att sådan information faktagranskats med samma noggrannhet som huvuddelen av publikationerna. Det innebär exempelvis att sökningar inom dessa områden inte varit lika systematiska och omfattande. Använda databaser Vi har sökt i databaserna Arbline, Biological abstracts, Nioshtic, Psychinfo, PubMed, Toxnet. Arbline Sökning med sökorden aerosols, air pollution, dust/indoor, partiklar, particulate matter och inomhus t.o.m Biological abstracts Sökning med sökorden particles/indoor, particulate matter/indoor, aerosols/indoor och dust/indoor t.o.m Nioshtic Sökning med sökorden aerosols/indoor, dust/indoor, particles/indoor och particulate matter/indoor t.o.m Psychinfo Sökning med sökorden air pollution och particulate matter t.o.m PubMed Sökning med sökorden aerosols, air pollution, dust, particulate matter, particulates, particles, indoor, livings och health t.o.m

13 Toxnet Sökning med sökorden aerosols/indoor, air pollution/indoor, dust/indoor, particles/indoor och particulate matter/indoor t.o.m Andra källor Artiklarnas referenslistor har genererat ytterligare några artiklar. Dessutom har vi använt funktionen Related articles i PubMed. Resultat av sökningen Sökningen genererade 24 epidemiologiska artiklar där hälsoeffekter relaterades till uppmätta partikelvärden, definierade som TSP (total suspended particles), PM 10 (particulate matter, dvs. partiklar upp till cirka 10 mikrometer) eller PM 2,5 ( particulate matter, dvs. partiklar upp till cirka 2,5 mikrometer). Av dessa 24 var 11 relaterade till PM 2,5. Dessutom fanns ett antal artiklar om RSP (respirable suspended particles). Sökningen genererade också ett stort antal artiklar om exponering och partiklars ursprung. På detta område finns redan internationellt översiktartiklar och omfattande rapporter, varför det inte fanns behov att göra en lika strukturerad sökning avseende basala kunskaper. Litteraturen som återfanns gav ändå en god översikt. Däremot granskades sökresultatet noga för att hitta svenska och skandinaviska mätningar. Vi fick även söka i litteratur som inte publicerats vetenskapligt såsom rapporter från myndigheter och konferensrapporter. Kontakter via referensgruppen genererade också ytterligare några konferensbidrag. Under utredningen framkom att det dels finns en hel del opublicerat material, dels en hel del undersökningar som pågår runt om i landet. Sådant material har vi dock inte kunnat ta med i litteraturgenomgången. 13

14 Indelning av partiklar Vad är en partikel? I denna kunskapsgenomgång behandlar vi i första hand luftburna partiklar. Partiklar som sedimenterat på ytor tas upp i några fall, framför allt när metoder för att mäta aktuellt ämne på luftburna partiklar fortfarande är ovanliga. Luftburna partiklar kan vara fasta eller i vätskefas. Diametern kan variera från några nanometer till någon tiondels millimeter. Partiklarna är uppbyggda av olika ämnen. Tobaksrök och virus hör till de mindre partiklarna, mögelsporer och sandkorn till de större. Storleksklassificering av partiklar Partiklar kan delas in på olika sätt [3]. Vi behandlar främst partiklar indelade efter storlek. Andra indelningar, t.ex. efter ämne som bygger upp partiklarna, deras ursprung eller någon viss effekt, förekommer också, men berörs endast översiktligt. Vid indelning enligt storlek används den aerodynamiska diametern: Den diameter en partikel skulle ha om den hade den fallhastighet den har, men var sfärisk och hade densiteten 1 g/cm³. Partiklar brukar klassificeras i fina respektive grova partiklar, där de fina har en diameter på upp till 1 µm och de grova är µm. Man använder också begreppet ultrafina partiklar om de fina partiklar som är under 0,1 µm. Inom miljöområdet har speciella storlekar (PM 10, PM 2,5, PM 10-2,5 och TSP) fokuserats. PM 10 partiklar ( particulate matter ) som har en aerodynamisk diameter på upp till 10 µm. Begreppet definieras bl.a. i EU-direktivet 1999/30/EG [1]. De flesta partiklar i denna kategori har en aerodynamisk diameter mindre än 10 µm, men p.g.a. mättekniken kan en del vara större. PM 2,5 partiklar som har en aerodynamisk diameter på upp till 2,5 µm. De flesta partiklar i denna samling har en aerodynamisk diameter mindre än 2,5 µm, men p.g.a. mättekniken kan en del vara större [1]. PM 10-2,5 PM 10 med avdrag för PM 2,5. TSP total suspended particulates ( totala mängden luftburna partiklar ) är ett äldre mått. Det mäts med metoder som fångar partiklar upp till ca µm, men metoder som tar ännu större partiklar, upp till över 100 µm, förekommer också. 14

15 Framför allt inom yrkeshygienen har man i stället indelat partiklarna efter funktionell storlek: IPM inhalable particulate matter. Inhalerbara partiklar som kan komma in genom mun eller näsa. TPM thoracic particulate matter. Partiklar som kommer ner torakalt, dvs. som passerar struphuvudet och vidare in i bröstkorgen. RPM/RSP respirable particulate matter/respirable suspended particles. Respirabla partiklar. Den del av TPM som kommer ner i de gasutbytande delarna av lungan. PM 10 och TPM är snarlika, men TPM innefattar fler grövre partiklar. RPM/RSP har definierats något olika i olika länder och över tid men motsvarar ungefär PM 4 PM 5. Från 1993 finns enhetliga internationella definitioner av dessa kategorier, även om de kanske inte slagit igenom helt. Dessa definitioner antogs av American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH), Internationella standardiseringsorganisationen (ISO) och av Europeiska standardiseringsorganisationen (CEN) [3]. Under de senaste åren har man allt mer kommit att intressera sig även för ultrafina partiklar. Som angetts ovan definieras dessa som partiklar med en diameter på upp till ca 0,1 µm. Dock används ibland uttrycket även när något större partiklar, upp till ca 1 µm mätts med en speciell typ av mätinstrument. Figur 2 i kapitel Mätning av partiklar ger ytterligare information om storleksindelningen av partiklar. Partiklars ursprung Partiklar har olika ursprung, t.ex. förbränning reaktion mellan gaser i luften delar av djur, växter och mikroorganismer delar av material av oorganiskt ursprung uppvirvling av damm där partiklar från allt som nämnts ovan kan ingå. Fina partiklar bildas ofta vid förbränning, från kemiska reaktioner i luften samt vid förångnings- och kondensationsprocesser. De kan bildas genom att en kärna bildas från gas, övermättad gas kondenserar på en partikel och genom koagulering då flera partiklar aggregerats. Efter bildningssätt kan fina partiklar indelas i följande grupper: Nukleerings-partiklar partiklar bildas från gas genom kondensering. Dessa partiklar är i regel nybildade och kortlivade. Aitkenpartiklar bildas genom att partiklar i nukleeringsmod krockar med varandra eller med andra små Aitkenpartiklar. De kan också bildas genom nukleering. Partiklarna växer genom att gas kondenserar på partikeln eller genom att de krockar och slår sig samman med andra partiklar. 15

16 Ackumulerade partiklar ackumulerade, sammanslagna partiklar. Partiklar i nukleeringsmod, Aitkenpartiklar eller små ackumulerade partiklar slår sig samman, koaguleras, eller gas kondenseras. Gaser kan också reagera med varandra i partikeln. Alternativt avdunstar droppar från moln eller dimma som kemikalier löst sig i och reagerat i. Grova partiklar bildas bl.a. vid ofullständig förbränning, slitage, mekanisk bearbetning, uppvirvling och från växter och djur. De kan även bildas när gaser reagerar i eller på en redan existerande partikel eller från droppar när vätskan avdunstar. Partiklar kan till sin yta binda olika ämnen, t.ex. kan sot bära delar av pollen, och gaser i luften kondenserar på redan befintliga partiklar [2]. På det sättet byggs en partikel upp av många beståndsdelar och den kemiska sammansättningen blir komplex. Fina omgivningspartiklar består vanligen av mer vattenlösliga komponenter medan grova består av mer vattenolösliga komponenter [3]. Sammanfattning Inom miljöområdet har speciella partikelstorlekar fokuserats: PM 10 och PM 2,5 partiklar som har en aerodynamisk diameter på upp till 10 respektive 2,5 µm. TSP total suspended particulates ( totala mängden luftburna partiklar ). Framför allt inom yrkeshygienen har man i stället indelat partiklarna efter funktionell storlek: IPM inhalerbara partiklar som kan komma in genom mun eller näsa. TPM partiklar som kommer ner torakalt, dvs. som passerar struphuvudet och vidare in i bröstkorgen. RPM/RSP respirabla partiklar, som kan komma ner i de gasutbytande delarna av lungan. IPM motsvarar ungefär PM 100. PM 10 och TPM är snarlika, men TPM innefattar fler grövre partiklar. RPM/RSP motsvarar ungefär PM 4 PM 5. Det finns också ett ökande intresse för partiklar mindre än 1 µm. Referenser 1. Europeiska Unionens Råd, Rådets direktiv 1999/30/EG av den 22 april 1999 om gränsvärden för svaveldioxid, kvävedioxid och kväveoxider, partiklar och bly i luften., i Europeiska gemenskapernas officiella tidning p. L163/ Ormstad, H., Suspended particulate matter in indoor air: adjuvants and allergen carriers. Toxicology, (1 3): p U.S. Environmental Protection Agency, Air Quality Criteria for Particulate Matter. October

17 Partiklar inomhus sammansättning och ursprung Inledning Koncentrationen av luftburna partiklar inomhus beror i huvudsak på partikelhalten utomhus, hur mycket utomhusluft som tillförs innemiljön, generering av partiklar inomhus samt anordningar och aktiviteter för att få bort partiklarna. Viktigt blir alltså partikelhalter utomhus luftbehandlingssystem, luftfilter, ventilationsluftsflöden penetration genom byggnadsskal intransport via öppningar (öppna fönster och dörrar) och brukare person- och djurtäthet uppvirvling av sedimenterat damm aktiviteter och processer som genererar partiklar nybildning av partiklar städning. Partiklar i innemiljön kan utgöras av exempelvis mjäll, hudavskrap, hår, kvalster, tygdamm, brödsmulor, te-, kaffe- och kryddamm, os från brödrostning och stekning, rökelse, hårspray, uppvirvling efter städning, tobaksrök, pollen, smuts från skor, avflagning från leksaker och målarfärg, mögel och bakterier, pappersdamm, kopiatorfärg, tvättmedelstillsatser m.m. De kan även härröra från t.ex. vattenånga, elplattor, gasspisgas, brinnande stearinljus, doftblock, eldning i vedspis, torktumling, dammsugning, bilavgaser, väg- och fordonsslitage och utsläpp från industriverksamhet. En genomgång av storlek och karaktär hos olika inomhuspartiklar görs t.ex. i en artikel av Owen, Ensor och Sparks 1992 [56]. Partiklarna är inte i ett statiskt tillstånd. De blandas med rumsluften, transporteras inom lokalerna, virvlar upp, klumpar ihop sig och kan även byta fysisk fas, t.ex. från fast form till gasform. De deponeras på ytor, svävar kvar i luften eller vädras ut [51]. Partiklar i inomhusmiljön består av en rad olika ämnen. Ormstad [55] har studerat PM 10 från bostäder i Oslo med hjälp av ett transmissionselektronmikroskop, TEM. Följande noterades: De flesta partiklar var mindre än 2,5 µm. Dessa var framför allt sotoch svavelpartiklar i storlek mindre än 1 µm, men också partiklar av kiselföreningar. Partiklar större än 2,5 µm bestod framför allt av kiselföreningar, större sotaggregat och organiskt material. Frekvent förekom partiklar av järn- och kalciumföreningar samt andra komplexa oorganiska partiklar. Vanliga kombinationer var natrium 17

18 och svavel, kalcium och svavel, natrium och klorid samt kalium och klorid. Till utseendet kunde man inte åtskilja kiselpartiklarna och dessa andra oorganiska partiklar. Allergen från katt, hund och björk var fästa på sotpartiklarna. Organiska fibrer förekom. Partiklar genererade inomhus Partiklar som genereras inomhus härrör bl.a. från förbränning gaser i luften delar av människa, djur, växter och mikroorganismer delar av material av annat ursprung t.ex. byggnadsmaterial, inredning och kläder uppvirvling av damm där partiklar från allt som ovan nämnts kan ingå. De viktigaste källorna inomhus är matlagning, städning och annan aktivitet av människor och djur [2, 73, 75]. Det räcker med rörelseaktivitet i bostaden för att partikelhalten ska öka. Vid låg aktivitet inomhus svarar partiklar utifrån för en större del. Partiklar mindre än 1 µm virvlar inte upp lika lätt som större. Om tobaksrökning förekommer så är den dominerande bland inomhuskällorna. En stor andel partiklar har också ett oidentifierat ursprung. Förbränning genererar generellt fina partiklar, medan mekanisk aktivitet genererar grövre partiklar. Vissa aktiviteter, t.ex. stekning, genererar dock både fina och grova partiklar. Kemiska reaktioner i inomhusluften genererar främst fina partiklar, t.ex. kan terpener från rengöringsmedel, parfymer eller doftblock reagera med ozon och bilda partiklar [64, 71]. En stor del av partikelproduktionen inomhus är lokal och episodisk. Men det finns sannolikt en del mer kontinuerliga källor som inte är beroende av tillfällig aktivitet. Detta kan bl.a. gälla partiklar från värmesystem, brister i ventilationssystem och kemiska reaktioner. Uppvärmning År 2003 producerades 8 procent av bostadsenergin i Sverige av biobränslen eldade hemma och 1 procent kom från gas. Sammantaget kom energin till bostaden från el, fjärrvärme, olja, biobränslen och naturgas/stadsgas i nämnd ordning [11]. Exponeringen för partikelformiga föroreningar från uppvärmning, speciellt vedeldning, har kartlagts i en rad studier: I Hagfors vintern 2000 kunde man påvisa att halterna av PM 2,5 utomhus i ett område med vedeldning var högre än i ett område med elvärme [40]. Undersökningen har fortsatt och 2003 visades inomhusvärden för PM 2,5 med 9,5 µg/m³ i hus utan och 12 µg/m³ med användning av vedpanna [48]. I en undersökning från 1984 kunde PAH (polyaromatiska kolväten) mätas på partiklarna utanför huset vid användning av vedpanna. Eldning i öppen spis ökade avsevärt både innehållet av PAH och den mutagena aktiviteten hos partiklar i luften inomhus [4]. 18

19 Spisar och matlagning Gasspis förekommer i Sverige framför allt i storstäderna. Stadsgas tillverkad av lättbensin finns i Stockholm, medan naturgas från bergsfyndigheter blandat med luft distribueras i Malmö och Göteborg. Sammanlagt cirka 30 kommuner på väst- och sydkusten har tillgång till naturgas [67]. Gasspisar ger en förhöjd exponering för ultrafina partiklar, vilket flera källor visar: I ett laboratorieförsök i Skottland 2001 påvisade Dennekamp att gasspisar kan avge ultrafina partiklar, de flesta i storleksområdet nm. Beroende på antal brännare som användes uppmättes en maximal ökning på mellan och partiklar/cm³ jämfört med mätningar då spisen ej användes. Vid bakning av sockerkaka vid 180 grader uppmättes ca partiklar/cm³ vid användning av gasugn och vid elektrisk ugn [10]. I ett annat modellkök, i Schweiz, visades att en högre ventilation minskade partikelhalten i rummet vid gasspisanvändning [15]. Man bedömde att en adekvat fläktutrustning är nödvändig vid matlagning för att minska luftföroreningarna. Även Wallace rapporterade att gasspis är en viktig källa till ultrafina partiklar [74]. Dennekamp mätte även partiklar vid användning av elspisplattor. Vid vattenkokning när plattan sannolikt var täckt, avgavs inga extra ultrafina partiklar. Med tomma plattor bildades ultrafina partiklar, omkring /cm³ [10]. Matson menade att elplattor som inte är rena avger partiklar när de värms upp [45]. Framför allt vid stekning alstras partiklar, men även vid kokning, brödrostning och bakning. Metallpartiklar kan komma från kastruller och plattor. En utsugsfläkt ovanför spisen minskar exponeringen väsentligt. En cirkulerande kolfilterfläkt är mindre effektiv och återför dessutom luften till rummet. Man har sett att det kan ske kemiska reaktioner i smutsiga ventilationsfilter [8]. Stearinljus och rökelse Brinnande stearinljus avger framför allt ultrafina partiklar [53]. Den lysande delen av flamman orsakas av glödande sotpartiklar av kol [28]. Om veken blir för lång och inte böjer sig ut så kan ljuset sota och avger då partiklar till rummet. När ljuset släcks avges en aerosol av kolväten. Många andra ämnen bildas vid förbränning av stearinljus och andra typer av ljus, och dessa kan bindas till partiklar. En tysk undersökning visade dock att dessa ämnen, t.ex. dioxin, formaldehyd och benz(a)pyren förekom i halter långt under de tyska riktvärdena även när många ljus brann samtidigt [34]. Studier i laboratorium vid förbränning av paraffinljus och bivaxljus visade liknande resultat som för stearinljus [13]. Rökelse avger partiklar i samma storleksordning som tobaksrök. Såväl ultrafina partiklar som PM 2,5 och PM 10 avges [12, 27, 39, 43]. 19

20 PVC-material och mjukgörare i damm Den största källan för allmänbefolkningen för ftalater är dieten, enligt Fromme [17], men denna grupp av ämnen finns i en rad olika produkter. Barn får i sig ftalater från damm, mat, bröstmjölk och luft [33]. Mjukgörare i plast av PVC (polyvinylklorid), vanligen DEHP (Di-(2-etylhexyl)-ftalat), frigörs från PVC-plaster i vår omgivning och tenderar att sätta sig på partiklar. DEHP är inom EU förbjudet i leksaker för barn under 3 år men förekommer i leksaker för äldre och i t.ex. plastgolvmattor [3, 9, 33] och vinyltapeter [70]. Det finns dessutom flera andra slags ftalater med spridd användning. Fromme såg att den vanligaste ftalaten i husdamm var DEHP. Halten uppmättes till 776 µg/g damm, dvs. 0,07 procent [17]. Rudel tog dammprover i 120 hem i USA. I samtliga hem fann man DEHP. Nittiopercentilvärdet var 854 µg/g, dvs. 0,09 procent [62]. Den vanligaste ftalaten i 38 norska bostäder var också DEHP, som fanns i sedimenterat damm med µg/g och i luftpartiklar med µg/g [54]. Bornehag samlade damm från lister och hyllor i 346 svenska barnkammare. Man fann bl.a. DEHP i en koncentration på 770 µg/g damm [6]. I ett danskt experiment fann man att damm på PVC-golv ökade avgivningen av DEHP [9]. Pesticider, PAH och flamskyddsmedel i damm I damm kan det finnas pesticider och PAH (polyaromatiska kolväten), vilket har visats av bl.a. Lewis [37]. I denna undersökning ökade koncentrationerna generellt med minskande partikelstorlek. Det kan hänga samman med att den kemikaliebärande ytan per viktsenhet ökar ju mindre partiklarna blir. Rudel samlade damm i 120 hem i USA. Man fann flamskyddsmedel, pesticider och ftalater, bl.a. en cancerframkallande nedbrytningsprodukt av ett flamskyddsmedel som i USA förbjöds 1977 samt ofta DDT [6]. I Sverige är dock användningen av pesticider inomhus väsentligt lägre än i många andra länder. Metaller i damm och luft Metaller kan finnas som självständiga partiklar, lösta i andra partiklar eller ingående i kemiska föreningar. Metaller och metallföreningar som är kända för att påverka hälsan och som kan spridas i luft innehåller bl.a. arsenik, beryllium, bly, kadmium, kobolt, krom, kvicksilver, mangan, nickel, vanadin och zink [16]. I Louisiana, USA, fann man 1996 höga halter av kadmium, kvicksilver, arsenik, järn, koppar, krom, nickel och bly i damm. Dammet hade samlats inne i och utanför 53 hushåll. En betydande del av de analyserade värdena överskred då de amerikanska riktlinjerna [36]. Vid matlagning frigörs bl.a. järn och koppar till luften. Zink och mangan avges vid vedeldning [48]. 20

21 Bioaerosoler Pollen, alger, andra växtpartiklar, djurpartiklar, virus, bakterier, amöbor och mögel kan ingå i bioaerosoler. I exempelvis vanlig svensk skolmiljö fann man när 39 skolor undersöktes upp till cirka levande bakterier per kubikmeter luft [72]. Mögel kan avge mykotoxiner och delar av bakteriens cellvägg kan avge endotoxiner. (1 3)-β-D-glukan är en ytstruktur på mögel, vissa bakterier och växtceller och kan ingå i partiklar [63]. I en rad undersökningar har förekomsten av luftburet mögel studerats i byggnader med eller utan kända fuktskador [7, 19]. Oberoende av eventuella fuktskador varierar koncentrationerna kraftigt mellan årstider och klimatförhållanden, varför det är svårt att ange typiska halter. Wouters visade 2000 att koncentrationen endotoxiner ökade om kompostsopor förvarades inomhus. Om man lade allt skräp i samma korg, dvs. osorterat, så ökade inte endotoxinerna [80]. Olika typer av allergenexponering har diskuterats i en rad artiklar; bl.a. har Munir undersökt 123 svenska astmabarns hem [50]. Kattallergen (Fel d 1) kunde påvisas hos alla, i koncentrationsintervallet ng/g fint damm. Luftburet kattallergen har påvisats även i bostäder utan katt [58]. En utbredd spridning finns också i våra skolor [29, 66]. Hela pollenkorn är relativt stora partiklar och deponeras i huvudsak i ögon och övre luftvägar. Fragment av pollenkorn, fria eller burna av andra mindre partiklar [55], kan däremot föras längre in i luftvägarna. Mätningar av Kvernes 2002 visade att pollenallergen kan finnas kvar i innemiljön i skolor och daghem lång tid (månader) efter pollensäsongens slut [32]. Mattsson [46] undersökte effekten av luftrenare i fyra klassrum två med många kattägare och två med få. I klassrummen med många kattägare var halten kattallergen i luften lägre när luftrenaren var aktiv, jämfört med när den var inaktiv. I klassrummen med få kattägare sågs ingen skillnad. I samtliga klassrum var halten partiklar, mätt med bedömning av svärtningsgrad av ett filter, lägre när luftrenaren var aktiv. Dammsugning Partikelspridning från dammsugare har uppmärksammats, inte minst i Sverige. Redan 1975 studerade Lefcou två lägenheter och en institutionslokal under ett år avseende partikelhalten. Han observerade en hundraprocentig ökning vid dammsugning. Centraldammsugare gav bara en femtioprocentig ökning [35]. Kunskapen har lett till att många nya dammsugare nu är utrustade med filter som filtrerar den luft som återförs till rummet. White (2002) visade att PM 10 och PM 2,5 halverades efter intensiv (4 minuter/m 2 ) dammsugning med dammsugare försett med HEPA-filter [79]. van Strien (2004) såg ingen skillnad på mängden damm eller kattallergen i luften vid jämförelse av en centraldammsugare med en vanlig dammsugare [77]. Gore (2003) fann att nya dammsugare med HEPA-filter ökade kattallergenhalten i luft hemma hos kattägare lika mycket som en gammal dammsugare. Det antogs ske p.g.a. mekanisk påverkan. Däremot släppte de nya dammsugarna inte ut kattallergenet i en testkammare. 21

22 Man spekulerade i att det på lång sikt kan bli en skillnad eftersom kattallergent i mattor etc. på sikt minskar [20]. Popplewell jämförde dammsugning med dammsugare som hade effektivt filter med standarddammsugare under ett års normal användning, inklusive dammsugning av möbler, i bostäder. I bostäder med katt minskade mängden kattallergen i damm från mattor och möbler mer när dammsugaren med filter användes [59]. Det tycks alltså som att även om dammsugaren inte återför partiklar till rummet kan den mekaniska bearbetningen och de luftvirvlar dammsugning medför medverka till en tillfällig ökning av mängden luftburna partiklar i samband med dammsugning. Rengöringsmedel Rengöringsmedel och doftblock kan avge terpener som tillsammans med ozon bildar ultrafina och fina partiklar, men de kan även bilda hydroxylradikaler och väteperoxid [38, 78]. När ett rengöringsmedel som innehöll terpener användes steg PM 2,5 från 11 till 32 µg/m³ [42]. Luftfuktare Vissa typer av luftfuktare kan vara storproducenter av partiklar [65]. Partiklar bildas med de i vatten ingående mineralerna som kärna. Highsmith och Rodes undersökte tre olika typer av luftfuktare i bostadsmiljö. Man fann för luftfuktare med ultraljudsteknik och vanligt kranvatten ett medelvärde för PM 2,5 på 593 µg/m³ i en bostad på ca 150 m² och en ventilation på 0,4 luftomsättningar/timme. När ultraljudsfuktaren testades med destillerat vatten blev medelvärdet för PM 2,5 27 µg/m³. Vid användning av fuktare med skovelshjulsmekanism var halterna likartade, medan en fuktare med upphettad ånga gav PM 2,5 23 µg/m³, när värdet korrigerats för vattenåtgång [25]. Nordström noterade dock 1994 vid studier av fyra svenska geriatriska sjukhus att luftbefuktning med ångbefuktning inte gav någon signifikant skillnad i partikelhalterna [52]. Rodes undersökte 1990 våta och torkade partiklar från luftfuktare av ultraljudstyp. Man fann partiklar som var ultrafina upp till grova i diameterstorlek [61]. Andra källor till partiklar Det finns en rad andra typer av partiklar i inomhusmiljön och källor till dessa. Sprayflaskor avger vid användning partiklar i en aerosol. Vid torktumling avges textilfibrer och partiklar, bl.a. partiklar i storleksordningen 1 5 µm från zeoliter som finns i vissa tvättmedel. Med längre och fler sköljningar kan denna källa minskas [44]. Mätning av emission av partiklar vid vissa aktiviteter För att illustrera emissionen av partiklar från olika källor har flera studier gjorts där man mätt koncentrationen av partiklar i rummet. Koncentrationen 22

23 i en lokal påverkas av en rad faktorer, bl.a. av aktivitetens/källans varaktighet och aktuell luftomsättning, men mätningarna kan ses som exempel på hur det kan vara. Partiklar med storleken 20 nm till ca 1 µm mättes avseende maximala koncentrationer (antal partiklar/cm³) i en testkammare i Danmark [45]. Kammaren var på 35 m 3, vilket motsvarar ungefär ett rum på 14 m 2, och ventilerades med 1,7 luftomsättningar per timme, dvs. mer än tre gånger den svenska normen för bostadsventilation. Varje mätning pågick under några timmar. Strykjärn utan ånga på bomullslakan 550 Strykjärn med ånga på bomullslakan Doftspray Doftljus Stearinljus Elektrisk värmeplatta (sjönk efter 6 minuter) Radiator (sjönk efter 11 minuter) Dammsugare med påse Dammsugarens motor Cigarrettrökning Propangasplatta (dvs. gasol) Element av konvektortyp (sjönk efter 14 minuter) Stekning av köttfärs PM 2,5 mättes i Boston, USA, i nio bostäder i ett centralt beläget rum [42]. Medianvärdet för luftväxlingen var 0,74 omsättningar/timme, med en variation mellan 0,11 20,4 omsättningar/timme. I listan anges den ökade halten jämfört med lufthalten före försöket. Medelvärdet anges för de fem minuterna med högst koncentration (µg/m 3 ). Bakning (gasspis) 101,2 ± 184,9 SD n=24 Bakning (elspis) 14,8 ± 7,4 n= 8 Brinnande ljus 28 ± l8 n= 7 Dammsugning 6,5 ± 3,9 n=10 Damning 22,6 ± 22,6 n=11 Brödrostning 54,9 ± 119,7 n=23 PM 2,5 mättes av He m.fl. i australiensiska bostäder [23, 49]. Man utförde kontinuerlig mätning i köket två meter från spisen i 14 hem. Aktiviteterna registrerades av de boende. Mätningar utfördes under vintern under normala förhållanden. Det innebar att fönster ibland var öppna. Luftomsättningen varierade därför mellan 0,5 5 omsättningar/timme. Medianen av toppvärdena anges (µg/m³). Kokning 37 ± 194 SD n=24 Stekning 745 ± 352 n= 4 Mikrovåg 16 ± 18 n=18 Cigarrettrökning 79 ± 29 n=10 23

24 Brödrostning 35 ± 32 n=18 Pizzabakning 735 n= 1 Dammsugning 16 ± 8 n= 5 Hårtork 45 n= 1 Dusch 20 n= 1 Tvättmaskin 43 n= 1 Partiklar genererade utomhus Partiklar i utomhusluft är en viktig källa till partiklar inomhus. Ultrafina partiklar i utomhusluft består bl.a. av sulfater, kol, metallföreningar och organiska föreningar. Ackumulerade partiklar i utomhusluft består också av sulfater men även av bl.a. nitrater, ammoniak, vätejoner, kol, en mängd organiska föreningar, metaller och vatten. Grova partiklar i utomhusluft utgörs t.ex. av damm från gator, däck, bromsbelägg och vägslitage, jord, aska, nitrater, klorider, sulfater, kalciumkarbonat, kristallina oxider, sjösalt, pollen, mögel, andra växtfragment samt djurfragment. Hur och i vilken utsträckning partiklar i utomhusluften tränger in i bostäder är ganska väl studerat, t.ex. finns sammanställningar av amerikanska naturvårdsverket [69]. Beroende på bl.a. olika byggnadssätt kan svenska förhållanden vara något annorlunda, men huvudprinciperna torde gälla även här. De viktigaste faktorerna som bestämmer hur mycket partiklar som kommer in är byggnadens system för ventilation otätheter i själva byggnadsskalet hur byggnaden används när det gäller fönstervädring, intransport genom öppna dörrar o.d. Byggnadsventilation Systemen för byggnadsventilation skiljer sig mycket åt mellan olika typer av byggnader. Man kan grovt dela upp de vanligast förekommande typerna av ventilationssystem i självdragssystem, dvs. utan fläktar fläktstyrda frånluftssystem fläktstyrda till- och frånluftssystem. Merparten av svenska bostäder ventileras genom självdragsventilation eller genom system med mekanisk frånluft. I båda fallen bör finnas uteluftsventiler för tillförsel av luft, men sådana saknas ibland. De kan ha tagits bort i samband med ombyggnad av huset. Under talen byggdes ofta bostäder utan tilluftsventiler (i stället gjordes vädringsfönster e.d.). Uteluftsventilerna saknar vanligtvis möjlighet till filtrering av luften. Under de senaste åren har det dock kommit uteluftsventiler med filter som kan användas i hus med frånluftssystem. En mindre andel av bostäderna som byggts de senaste decennierna är försedda med system för mekanisk till- och frånluft. I sådana system filtreras uteluften innan den tillförs rummet. På arbetsplatser inklusive skolor och 24

25 daghem är andelen byggnader med till- och frånluftssystem och filtrering av tilluften i majoritet. Enligt dagens byggregler och Socialstyrelsens allmänna råd ska ventilationen i bostäder vara minst 0,5 luftomsättningar/timme. Detta uppfylls ofta inte. På arbetsplatser inklusive nyare skolor och daghem är luftomsättningen vanligen betydligt högre, upp till 3,5 omsättningar/timme. I äldre skolor förekommer dock fortfarande ibland självdragsventilation eller dåligt fungerade mekaniska system med mycket låg luftomsättning. Luftomsättningen i sig påverkar hur mycket partiklar som kommer in. Vid en högre luftomsättning kan halten av utomhusgenererade föroreningar alltså vara högre än i en byggnad med lägre luftomsättning. Genom filtrering av tilluften kan dock tillförseln av partiklar utifrån minskas, med bibehållen luftomsättning. Det är dock viktigt att filtren byts regelbundet, annars finns risk att tilluften förorenas. Generellt har luftfilter sämst avskiljning för partiklar i intervallet 0,1 0,2 µm. Avskiljningsgraden ökar såväl med ökande som med minskande partikelstorlek. För ventilationsfilter finns en rad standarder, med krav på infångning av partiklar i olika storlek. I Sverige används i nya byggnader idag vanligen klass F7, men även högre filterklasser förekommer. Ett F7-filter ska fånga minst 50 procent av antalet partiklar i storlek 0,3 0,5 µm när det är nytt. Avskiljningsgraden är högre för större partiklar, närmare 100 procent för partiklar större än 1 µm. Avskiljningen ökar också med tiden. Lägre filterklasser förekommer fortfarande ibland, speciellt i något äldre byggnader. Filter av klass F5 avskiljer endast några procent av de fina partiklarna. Det är inte alltid möjligt att i en befintlig byggnad byta till filter av högre filterklass utan att samtidigt bygga om ventilationssystemet och bl.a. installera nya fläktar med högre kapacitet. Otätheter i byggnadsskalet Otätheter i byggnadsskalet kan vara otätheter runt byggnadsdelar som fönster och dörrar, men även själva väggen, taket m.m. kan släppa igenom en del partiklar. När partiklarna passerar byggnadsskalet påverkas de av luftströmmar, partiklarnas tröghet, gravitationen, diffusion och elektrostatiska dragningskrafter, dvs. av likartade faktorer som påverkar partiklar i luftrören. Till viss del kan husskalet fungera som ett filter. Nyare svenska hus är relativt täta och otätheter bidrar endast marginellt till luftomsättningen. I en del äldre hus kan de ha viss betydelse genom att bidra med i storleksordningen 0,2 0,3 luftomsättningar/timme. Intransport genom brukandet Hur byggnaden används har också betydelse för införsel av partiklar utifrån. När vi fönstervädrar släpper vi ut partiklar som bildats inomhus, men släpper in partiklar som finns i utomhusluften. Efter en stunds fönstervädring är koncentrationen av utomhuspartiklar i samma storleksordning inne som ute [41]. Speciellt av något större partiklar såsom PM 10 sker en betydande intransport även via kläder och skor [26]. 25

26 Studier om intransport av utomhuspartiklar Genom att mäta speciella ämnen, t.ex. elementärt kol och svavelföreningar, som främst finns på partiklar utomhus kan man studera intransport av utomhuspartiklar till innemiljön. Speciellt i USA har man gjort en rad sådana undersökningar. Studierna har visat att ultrafina partiklar (dvs. mindre än 0,1 µm) och partiklar större än 1 µm, har svårast att komma igenom husväggen, och väl inne så håller de sig svävande. Alla partiklar större än 1 µm verkade dock lätt komma in i en kalifornisk tvåvåningsvilla och man drog slutsatsen att byggnadsskalets filtration var minimal [68]. Abt undersökte fyra bostäder i USA och såg att merparten av partiklar mindre än 0,3 µm kom utifrån, medan merparten av grova partiklar, 3 10 µm, kom inifrån. Uppvirvling var då inräknad som inomhuskälla [1]. Som påpekats tidigare finns skillnader i byggnadsskick som kan ha betydelse så att intransporten genom byggnadsskalet kan vara lägre i Sverige. Studierna ger dock information om principerna för intransporten. Man använder begreppet infiltrationsfaktor, som är koncentrationen i inomhusluften av partiklar med ursprung i utomhusluften dividerat med koncentrationen av partiklar i utomhusluften. Vid hög luftomsättning, antingen genom husets ventilationssystem eller för att dörrar och fönster står öppna, så är inomhus- och utomhuskoncentrationerna likartade. Infiltrationsfaktorn beräknades i den s.k. PTEAM-studien för bostäder i Kalifornien till 0,6 för PM 2,5 och 0,7 för PM 10 vid en luftomsättning på 1 omsättning/timme [57]. I Seattle, USA, fick man värdena 0,65 ± 0,21 för partiklar mindre än ca 1µm [5]. Vid mätning av flera fraktioner av partiklar i ett äldre hem i Boston var infiltrationsfaktorn som mest närmare 1 sommartid när man hade öppna fönster, se figur 1. Dessa värden var betydligt högre än de som man fick från ett annat Bostonhem, där maxvärdena låg omkring 0,5 [41]. I de europeiska EXPOLIS-studierna omfattande fyra storstäder fann man infiltrationsfaktorer för PM 2,5 på 0,59 0,70, vid en luftomsättning mellan 0,75 1,3 omsättningar/timme [22]. Kopperud beräknade för bostäder i USA att PM 2,5 i innemiljön med ursprung utomhus blev 53 procent av utomhuskoncentrationen [31]. I den amerikanska RIOPA-studien (Relationship of Indoor, Outdoor and Personal Air) uppskattade man att 56 procent av PM 2,5 inomhus kommer utifrån [47]. Rea beräknade 2001 att bland personer över 65 års ålder skedde ungefär 50 procent av den dagliga exponeringen för PM 2,5 inomhus, där de vistades 83 procent av sin tid [60]. 26

27 Figur 1. Infiltration av partiklar i en bostad under sommar respektive höst. (Fritt efter Long, 2001 [41]). Man har också studerat källan till de partiklar som transporteras in: Funasaka från Japan menade att elementära kolpartiklar inomhus korrelerade med utomhusvärden. Vid jämförelse med kolpartikelinnehåll i dieselavgaser så beräknade han att 30 procent av PM 10 inomhus kom från dieselavgaser [18]. Även för black smoke har visats en klar korrelation mellan utomhus- och inomhushalten [21, 26]. Fischer 2000 visade att PM 2,5 och PM 10 inne i bostäder påverkades av trafiken utanför. Vid trafik utomhus ökade inomhusvärdet för PM 10 med 5 μg/m³, och för PM 2,5 med 6 μg/m³. Vid mycket trafik var koncentrationen PM 2, μg/m³, medan mindre trafik gav 4 23 μg/m³ [14]. Koistinen 2004 har analyserat PM 2,5 i bostäder i Helsingfors. Han beräknade att bidraget av trafik och långväga luftföroreningar till partiklar i inomhusmiljön var 35 procent lägre än till utomhusluften. Koistinen pekade istället på att jord och rengöringsmedel ger ett 33-procentigt bidrag till PM 2,5 inomhus [30]. I flera studier har man jämfört koncentrationen av partiklar inomhus och utomhus, oberoende av hur stor andel som transporteras in utifrån. Man har då konstaterat att aktiviteten inomhus har avgörande betydelse. Koncentrationen av partiklar inomhus och utomhus följer varandra om inte inomhusproduktion finns. Inomhus-/utomhuskvoten var i försök utförda av Long mindre än 1 på natten och större eller lika med 1 på dagen p.g.a. inomhusaktiviteter [41]. Mätningar av ultrafina partiklar av Matson 2004 visade i svenska kontorshus halter inne som var procent av halten ute, under perioder utan någon påtaglig intern generering av ultrafina partiklar. I bostäder däremot förekom ofta intern generering av sådana partiklar t.ex. vid 27