| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Asbestfibre i jordmiljøet

3 Litteratursøgning

• 3.1 Formål
• 3.2 Asbest generelt
• 3.3 Standarder og målemetoder
  • 3.3.1 Fibre i luft
  • 3.3.2 Fibre i jord
  • 3.3.3 Referencematerialer
• 3.4 Asbestkoncentrationer i udeluft
• 3.5 Asbestkoncentrationer i indendørs luft
• 3.6 Asbestkoncentrationer i jord
• 3.7 Asbestfibres skæbne i miljøet
  • 3.7.1 Mekanisk påvirkning – transport
  • 3.7.2 Klimatisk påvirkning – temperatur og fugt
  • 3.7.3 Påvirkning ved brand
  • 3.7.4 Adsorption – humus, ler, sand
• 3.8 Jord til luft transport (re-suspension)
• 3.9 Effekter af vejrpåvirkninger

3.1 Formål

Formålet med den gennemførte litteratursøgning er at tilvejebringe erfaringer og oplysninger om allerede gennemførte undersøgelser fra indland og udland vedrørende asbestfibres opførsel i jord, herunder undersøgelser, der beskriver eksponeringen som følge af aktiviteter og vejrmæssige påvirkninger.

Det har endvidere været vigtigt at frembringe et overblik over det naturlige baggrundsniveau af asbestfibre i indeluft, udeluft og jord, med henblik på at sikre et velfunderet grundlag for at gennemføre de påtænkte undersøgelser af asbestfibres skæbne i jordmiljøet.

3.2 Asbest generelt

Der er fundet en bred international litteratur, der omhandler en lang række aspekter relateret til asbestfibre i jord. Der har været en bred fokus på udvikling af målemetoder til identifikation af asbestfibre i jord, ligesom problemstillinger omkring eksponering har været søgt dokumenteret. Der er fundet få oplysninger om asbestfibres skæbne i jordmiljøet efter spredning, ligesom risikoen for eksponering af mennesker fra asbestfibre og ACM i jord er søgt kvantificeret i en række studier.

3.3 Standarder og målemetoder

En væsentlig forudsætning for at bestemme asbestfibres opførsel i jord, herunder at beskrive asbestfibres eventuelle binding til ler, sand og humus, er at kunne kvantificere antallet eller mængden af fibre i jord. Det er tillige en forudsætning, at den udførte kvantificering sker på en tilstrækkeligt homogen prøve, således at usikkerheden og dermed metodens detektionsgrænse er på et acceptabelt niveau.

Det er endvidere en forudsætning, at prøvematerialet indeholder en eksponeringsmæssig relevant sammensætning af asbestfibre, således at følgerne af aktiviteter eller vejrmæssige påvirkninger er sundhedsmæssigt relevante. Indholdet af asbestfibre i prøvematerialet skal således kvantificeres i rimelig overensstemmelse med kvantificeringen af asbestfibre i luft.

Ved litteratursøgningen er der fokuseret på at indsamle oplysninger om validerede metoder til kvantificering af asbest eller asbestfibre i jord, herunder metoder til fremstilling af homogene prøver med et kendt indhold af asbestfibre og tilgængeligheden af referencematerialer. Endvidere er der fokuseret på at sikre overensstemmelse med anerkendte metoder til bestemmelse af asbestfibre i luft.

3.3.1 Fibre i luft

Bestemmelsen af asbest i luft er en relativt simpel teknik baseret på filtrering af en given luftmængde og kvantificering af asbeststrukturer tilbageholdt på filteret. Kvantificeringen af asbeststrukturer sker ved standardiserede metoder baseret på mikroskopteknikkerne PCM, SEM eller TEM.

Der er udarbejdet en lang række af standardiserede metoder, der hver især er tilpasset den anvendte mikroskopteknik. Generelt er PCM teknikken simpel og billig, hvorimod SEM og TEM teknikkerne er mere komplicerede og kræver dyrere apparatur. Endvidere har PCM teknikken den fordel, at en lang række af de historiske epidemiologiske studier er baseret på kvantificering af asbestfibre med denne teknik (Perry, 2004).

WHO (1997) har udarbejdet en anbefalet metode til bestemmelse af koncentrationen af luftbårne fibre ved anvendelse af PCM mikroskopi. Metoden er baseret på kvantificering af fibre, der er længere end 5 mikrometer og tyndere end 3 mikrometer, og hvor forholdet længe/tykkelse er større end 3:1. Denne metode eller tilsvarende anbefales anvendt af Arbejdstilsynet (2004). En tilsvarende engelsk metode til bestemmelse af koncentrationer af asbestfibre i luft er udarbejdet af Health and Safety Laboratory (1995).

3.3.2 Fibre i jord

Bestemmelse af asbest i jord er en mere kompliceret analyseteknisk opgave. Mikroskopteknikkerne er baseret på håndteringen af meget små prøvemængder, hvorved sikker bestemmelse af asbest indholdet i jord først og fremmest er et spørgsmål om at frembringe en homogen delprøve. Herefter er det afgørende at få fjernet jordpartikler, der ved lavt asbest indhold udgør hovedparten af prøvematerialet. En manuel isolering af asbestfibre fra en jordprøve er derfor en tidskrævende proces, og er i bedste fald alene en semi-kvantitativ metode.

I det indledende projekt omkring måling af asbestforurening i forbindelse med tagrenovering (Miljøstyrelsen, 2007) er der anvendt en indledende frasortering af asbestfibre ved anvendelse af stereomikroskop, og efterfølgende verifikation af asbestfibrenes struktur og grundstofsammensætning ved SEM/EDX (Røntgen-mikroanalyse).

Litteratursøgningen har frembragt oplysninger om flere analysemetoder for kvantificering af asbest i jord.

Davies et al. (1996) har udarbejdet en analysemetode til bestemmelse af mængden af asbest i jord og løse sammensatte materialer. Metoden er udarbejdet med henblik på bestemmelse af asbestkoncentrationer i niveauet mellem 0,1 % og 0,0001 % (1.000 – 1 mg/kg TS). Ved metoden fremstilles en suspension af jord, hvorfra der overføres en mindre mængde væske til et membranfilter, og efterfølgende bestemmes antallet af asbestfibre på membranfilteret under anvendelse af PCM.

I Holland er der udarbejdet standarder for undersøgelse, prøvetagning og analyse af asbest i jord (NEN 5707, 2003), samt prøvetagning og analyse af asbest i affaldsmaterialer og byggeaffald (NEN5897). For jord omfatter standarden en strategi for prøvetagning og procedure for prøveforarbejdning, efterfulgt af en bestemmelse af antal/vægt af respirable asbestfibre ved PCM.

Schneider et al. (1998) beskriver udviklingen af en metode til bestemmelse af asbestfibre i bulk materialer på et niveau ned til 0,1 % (1 g/kg TS). Metoden er baseret på anvendelse af polariseret lys mikroskopi (PLM) og kvantificering af antal asbestfibre med PCM, efterfulgt af en beregning af massen af asbestfibre.

Falini et al. (2003) beskriver en metode til bestemmelse af frie fibre af chrysotil i kontamineret jord. Metoden er baseret på separation med en elutriator og efterfølgende bestemmelse af chrysotil fibre i den berigede fraktion ved anvendelse af røntgen pulver diffraktion (XRPD). Metodens detektionsgrænse anslås til 0,5 % (5 g/kg TS).

Det engelske Health and Safety Executive (2005) har udarbejdet en metode til specifikt at undersøge asbest i bulk materialer. Metoden omfatter prøvetagning og identifikation ved anvendelse af PLM, og hævdes teoretisk at kunne kvantificere til en detektionsgrænse på af størrelsesordenen 1 ppm (1 mg/kg TS).

Berman og Kolk (2000) beskriver en metode til kvantificering af den respirable fraktion af støv fra en prøve af jord eller fast materiale. Metoden anvender en støv generator, og efterfølgende separation af partikler i en vertikal elutriator. Fra elutriatoren opsamles den respirable støvfraktion på et filter, der efterfølgende vejes og analyseres ved TEM til bestemmelse af antallet af asbestfibre.

En lang række af problemstillingerne ved kvantificering af asbestfibre i jord er belyst og diskuteret af Perry (2004). En af de påpegede væsentlige problemstillinger er sammenhængen mellem det kvantificerede indhold af asbestfibre i en jordprøve og risikoen for eksponering.

Generelt må det konstateres, at der eksisterer metoder til kvantificering af såvel antal som masse (vægt) af fibre i jord. Metoderne omfatter såvel simple metoder til prøver med stort indhold af asbestfibre eller ACM, og mere komplicerede metoder til bestemmelse af asbestfibre i prøver med meget lille indhold. Derud over findes metoder til bestemmelse af den respirable fraktion af asbestfibre i en jordprøve.

3.3.3 Referencematerialer

For at opstille forsøg til at belyse asbestfibres skæbne i jordmiljøet er det nødvendigt at fremstille prøvemateriale med kendt indhold af asbestfibre, og om muligt også kendt størrelsesfordeling af fibrene. Med henblik på at kunne fremstille sådant prøvemateriale er der indhentet oplysninger om mulige referencematerialer.

Hos firmaet Structure Probe, Inc. (2007), findes en del forskellige standard asbestprøver fra forskellige asbestminer rundt omkring i verden.

3.4 Asbestkoncentrationer i udeluft

Litteraturgennemgangen har ikke resulteret i oplysninger om undersøgelser eller vurderinger af det danske baggrundsniveau.

Den tidligere udbredte anvendelse af asbest i eksempelvis bremsebelægninger kan have medført en generel stigning i mængden af asbestfibre i såvel overfladejord som i luft. Det naturlige baggrundsniveau vil derfor kunne være hævet som følge af en generel miljømæssig eksponering specielt i bynære områder og omkring veje.

Jaffrey (1990) undersøgte udendørs koncentrationer af asbest fibre i luften ved to trafikerede vejkryds i London og fandt, at det totale asbestfiber niveau var fra 0,00055 fibre/ml til 0,0062 fibre/ml. Samme undersøgelse fandt at indholdet af regulerede fibre var >0,0004 fibre/ml.

I en anden undersøgelse af Jones et al. (2005) blev der målt udendørs koncentrationer af asbestfibre i luften ved en række landbrugsspor og sideveje i England. Undersøgelsens afsæt var genanvendelse af ACM som bærelag i vejopbygningen, og resultaterne af i alt 90 målinger viste årlige gennemsnitlige indhold af asbest fibre på et niveau fra 0,0002 fibre/ml til 0,0005 fibre/ml, hvoraf en enkelt lokalitet dog havde en værdi på 0,002 fibre/ml.

Undersøgelsen af Jones et al. (2005) refererer til andre undersøgelser, hvor kvantificering af baggrundsniveauer af asbestfibre i luft i landbrugsområder har vist en koncentration på 0,00001 fibre/ml, mens udendørs luft i byområder har et baggrundsniveau af asbestfibre på 0,0001 fibre/ml.

3.5 Asbestkoncentrationer i indendørs luft

Koncentrationer af asbest fibre i indendørs luft afhænger af tilstedeværelsen af ACM.

Således finder Burdett og Jaffrey (1986) baggrundskoncentrationer af luftbårne asbestfibre fra et niveau mindre end detektionsgrænsen og op til 0,0007 fibre/ml i bygninger uden ACM, mens den luftbårne asbest koncentration i bygninger med ACM blev konstateret op til 0,075 fibre/ml. Af 235 prøver analyseret viste 13 % en asbest koncentration større end 0,01 fibre/ml. Undersøgelsen omfattede bestemmelse af luftbårne asbestfiber koncentrationer og andre fibre i 39 bygninger med ACM materialer i såvel konstruktioner som varmluftforsyninger, heraf dog 4 bygninger uden identificerede ACM materialer.

3.6 Asbestkoncentrationer i jord

Geologisk Institut på Københavns Universitet har været kontaktet uden at dette har resulteret i oplysninger om det danske baggrundsniveau (Geologisk Institut, 2007).

Der er ikke ved litteratursøgningen fundet oplysninger om det upåvirkede baggrundsniveau i Danmark, ligesom det miljømæssigt diffust påvirkede niveau i byområder med AC tagplader, i nærområder til virksomheder der tidligere håndterede asbest eller i områder nær trafikale hovedfærdselsårer (bremsebelægningsstøv) ikke er afklaret.

I litteraturen er der fundet oplysninger om koncentration af asbestfibre i vejstøv med indhold af knust ACM (Jones et al., 2003). Indholdet af asbestfibre ligger her på niveauer fra ca. 50 fibre/mg støv til 1.500 fibre/mg støv. Under antagelse af, at antallet af asbestfibre per gram asbest er ca. 70 x 10⁹ fibre/g (Jones 2004, INCHEM 1986), så ligger det nedre koncentrationsniveau på ca. 0,5 mg/kg støv for et ACM påvirket miljø.

3.7 Asbestfibres skæbne i miljøet

Der er generelt fundet en del kvalitative informationer og oplysninger om asbestfibres skæbne i miljøet, mens informationer om kvantificerbare størrelser med relevans for miljøet er meget sparsomme.

Med udgangspunkt i asbestfibrenes generelle mineralske egenskaber må det forventes, at fibrene på kortere sigt ikke nedbrydes i jordmiljøet.

3.7.1 Mekanisk påvirkning – transport

Asbestfibre har som følge af sin tynde fiberstruktur og beskedne størrelse potentielt stor risiko for transport ved tilførsel af energi fra enten strømmende vand eller luft.

Asbestfibre med lille størrelse og diameter overføres let til luften og kan transporteres over store afstande. Fibre med stor størrelse og diameter overføres knap så let til luften og sedimenterer hurtigere. Tilsvarende transporteres asbestfibre med lille størrelse og diameter let ned i jorden med infiltrationsvand, hvorimod fibre med stor størrelse og diameter knap så let transporteres ned i jorden med infiltrationsvand.

3.7.2 Klimatisk påvirkning – temperatur og fugt

Overordnet er asbestfibres stabile fysiske og kemiske egenskaber overfor høje temperaturer og vand en grundlæggende årsag til fibrenes udbredte anvendelse i forskellige materialer og konstruktioner.

Set ud fra et miljømæssigt synspunkt er det imidlertid væsentligt at få belyst asbestfibres fysiske og kemiske stabilitet overfor lave og varierende temperaturer herunder frost, og i kombination med varierende fugtighed og fordampning.

Tilsvarende er det væsentligt at belyse asbestfibres stabilitet overfor en svagt sur regnvand, og eventuelt i kombination med bestråling med UV lys.

Den gennemførte litteratursøgning har ikke afdækket specifikke informationer om asbestfibres skæbne i det overfladenære jordmiljø. Det australske enHEALTH (2005) beskriver dog chrysotil asbest som hydrofilt og opløseligt i syre.

Der er endvidere fundet kvalitative informationer om reduceret re-suspension af asbestfibre fra fugtige materialer ved mekanisk påvirkning. Reduktionen er generelt størst for lerede jordtyper (Addison et al. 1988), og antyder en form for binding eller adsorption til lermineraler, men kan også skyldes lermineralernes hydrofile egenskaber.

3.7.3 Påvirkning ved brand

Asbestfibre undergår som beskrevet i afsnit 2.1.1 en fysisk forandring som følge af stærk varmepåvirkning. En væsentlig effekt af denne forandring sker ved omlejring af den mineralske struktur, hvorved de sundhedsmæssige effekter kan ændres. Bridgman (2001) har i en risikovurdering af nedfaldne asbestfibre og ACM fra en brand i England konstateret, at en del af det nedfaldne materiale var denatureret som følge af de høje temperaturer i brandområdet, og at det som følge heraf har mistet de sundhedsmæssige effekter.

Den kendsgerning, at asbestfibre og ACM undergår fysisk forandring af den mineralske struktur ved kraftig opvarmning, er ligeledes en mulig metode for at fjerne de sundhedsmæssige effekter fra materialet. Dellisanti et al. (2002) beskriver således en metode til termisk behandling af ACM med henblik på at fjerne den sundhedsskadelige fiberstruktur.

3.7.4 Adsorption – humus, ler, sand

Forureninger med kemiske stoffer i jord, belyses generelt ved angivelse af fysisk kemiske og biologiske parametre som vandopløselighed, damptryk, adsorption til organisk stof eller fordelingskoefficient mellem jord og vand, samt potentiale for biologisk nedbrydning.

Asbestfibre udgør en del af jordens mineralske sammensætning, og asbestfibres opførsel i jordmiljøet er derfor overvejende af samme karakter som mineralske partikler. Asbestfibrene er dog i størrelse knyttet til den fineste fraktion af jordens mineraler, og i form og udseende helt speciel.

Litteratursøgningen har som nævnt i afsnit 3.7.2 frembragt informationer om mindre re-suspension af asbestfibre fra ler end fra sand (Addison et al. 1988). Disse informationer antyder en form for interaktion mellem ler og asbestfibre, men kan også skyldes forskelle mellem ler og sand ved den anvendte metode.

3.8 Jord til luft transport (re-suspension)

Den sundhedsmæssige risiko fra asbestfibre og ACM i jord er afhængig af potentialet for at asbestfibre kan transporteres op i luften (re-suspendere) og blive inhaleret.

Asbestfibre og ACM placeret på jordoverfladen må i denne sammenhæng forventes at være let tilgængeligt for re-suspension, og dermed sårbart i forhold til vindpåvirkning og aktiviteter på det kontaminerede areal. Asbestfibre og ACM-materiale lokaliseret under jordoverfladen udgør ikke umiddelbart en sundhedsmæssig risiko.

I et studie af Addison et al. (1988) blev frigivelsen af løse asbestfibre fra forskellige jordtyper undersøgt ved en kraftig mekanisk påvirkning i et 1,5 m³ testkammer. Undersøgelsen omfattede 3 jordtyper, 3 asbesttyper og 4 koncentrationsniveauer, og i alle 36 forsøgsopstillinger blev støvmængden i luften bragt op til ca. 5 mg/m³.

Addison et al. konkluderer på baggrund af forsøgsresultaterne, at såvel asbesttypen som jordtypen spiller en rolle for koncentrationen af asbest i luften i testkammeret. Generelt stiger frigivelsen i rækken chrysotil – amosit – crocidolit, og i rækken ler – blandet jord – sand. Undersøgelsen blev gennemført med koncentrationer i niveauerne 1 %; 0,1 %; 0,01 % og 0,001 % (10 g/kg TS – 10 mg/kg TS).

Addison et al. gentog efterfølgende samtlige forsøgsopstillinger med tilsætning af vand progressivt til 50 % vægt. Tilsætning af vand havde en stærkt reducerende effekt på frigivelsen af asbestfibre, idet der allerede fra 5 % vandindhold blev observeret væsentligt reducerede koncentrationer af asbestfibre ved den kraftige mekaniske påvirkning.

Swartjes et al. (2003) har på baggrund af en sundhedsmæssig risikovurdering opsat hollandske tærskelværdier for indhold af asbest i luft baseret på risikoniveauer. For års gennemsnitkoncentrationer af asbestfibre i luft defineres:

• Maximalt Tilladeligt Risiko Niveau (MTR): 100.000 fiber ekvivalenter
  per m³ luft (0,1 Feq./ml)

• Negligibelt Risiko Niveau (NR): 1.000 fiber ekvivalenter per m³
  luft (0,001 Feq./ml)

Følgende beregning af fiberekvivalenter er benyttet:

• 1 chrysotil fiber med en længde >5µm            :     ekvivalent faktor 1
• 1 chrysotil fiber med en længde <5µm            :     ekvivalent faktor 0,1
• 1 amphibol asbestfiber med en længde >5µm :    ekvivalent faktor 10

• 1 amphibol asbestfiber med en længde <5µm :    ekvivalent faktor 1

Swartjes et al. noterer i denne sammenhæng, at risikoen for økosystemet fra eksponering med asbestfibre er negligibel, og at der alene eksisterer risiko for mennesker ved indånding og ikke via grundvandet.

På denne baggrund vurderer Swartjes et al., at emissionen af asbestfibre fra jorden til luften er afgørende, og at denne emission er bestemt ved en primær emission af asbestfibre fra ACM i eller på jorden, og af en sekundær emission af asbestfibre ved re-mobilisering (re-suspension) af asbestfibre allerede frigivet og aflejret. Re-suspension kan foregå ved såvel specifikke aktiviteter som påvirkning fra vind.

Med henblik på at bestemme koncentrationsniveauer af asbestfibre og ACM i jord, der vil kunne give anledning til overskridelser af de opstillede koncentrationsniveauer for MTR og NR, har Swartjes et al. gennemført en række forsøg i et kammer som vist i figur 3.

Figur 3 Kammer til bestemmelse af re-suspension af asbestfibre (Swartjes et al., 2003)

Resultaterne af disse undersøgelser er vist i figur 4 for ACM materiale i jord og i figur 5 for frie asbestfibre i jord.

Figur 4 Koncentration af asbestfibre i luft som funktion af indhold af ACM i jord (Swartjes et al., 2003)

Figur 5 Koncentration af asbestfibre i luft som funktion af indhold af asbestfibre i jord (Swartjes et al., 2003)

Swartjes et al. (2003) konkluderer på baggrund af de gennemførte eksperimenter og undersøgelser således:

• Alene jord og materialer med højt indhold af asbestfibre (>10 g/kg TS) gav anledning til målinger, hvor der blev fundet forøgede asbestfiber koncentrationer i luft der overskred MTR niveau. I disse tilfælde gav
  selv den mindste aktivitet i kombination med tør luft en overskridelse
  af NR risikoniveauet i luften.
• Overskridelser af MTR niveauer i luft blev kun målt tæt på asbestkilden under intensiv aktivitet som gravning, aflæsning eller kørsel. Fiber koncentrationen falder kraftigt med afstanden til kilden, og var altid mindre end NR risikoniveauet i en afstand af mere end 100 meter fra kilden.
• Ved mindre asbestholdige jorde, hovedsagelig med bundet asbest (<1.000 mg/kg TS) og i enkelte tilfælde med løse asbestfiber materialer (<100 mg/kg TS), blev der ikke påvist asbestfibre i luften, selvom der
  blev udført aktiviteter som gravning, aflæsning eller sigtning.

3.9 Effekter af vejrpåvirkninger

Jones et al. (2005) undersøgte sammenhænge mellem ugentlige gennemsnitskoncentrationer af asbestfibre og meteorologiske forhold. Undersøgelsen omfatter målinger af asbestfibre i udendørs luft over en periode på 4 uger i september 2004 ved landbrugsveje tilført ACM. Trods den begrænsede periode blev der observeret væsentlige forskelle i vejrforholdene, idet starten af perioden var præget af tørre solrige dage, mens slutningen af perioden var præget af regnfulde dage.

Den testede model knytter vejrforhold til det relative indhold af luftbårne asbestfibre (R), og udtrykker forventninger om, at den relative koncentration af asbestfibre var afhængig af følgende forhold:

• Lavere på en tør dag, der efterfølger en våd dag, sammenlignet med
  en tør dag, der efterfølger en tør dag;
• Negligibel på våde dage sammenlignet med tørre dage;
• Stigende når solskin tørrer overfladen af landbrugssporet, men med mindre end en lineær sammenhæng i forhold til solskinstimer;

• Er omvendt proportional med den gennemsnitlige vindhastighed som følge af fortynding.

Denne afhængighed blev udtrykt ved nedenstående relative indhold R, defineret som:

       ligning [1]

hvor:

• A(regn) = 1 hvis dagens nedbørsmængde er mindre end 0,2 mm, og
  ellers = 0,
• B(regn_foregående_dag) = 1 hvis den foregående dags
  nedbørsmængde er mindre end 0,2 mm, og ellers = 1/3,
• v_vind er gennemsnits vindhastigheden for dagen (i miles per time
  (mph) – middel vindhastigheder var oplyst med 1 decimal – dvs. 0,1 mph.),
• H er antal timer med solskin den pågældende dag, og

• n er et helt tal

Den opsatte model resulterede i en forholdsvis god overensstemmelse mellem beregnede værdier for hver af de fire uger og gennemsnittet af de relative ugentlige gennemsnitskoncentrationer på fire lokaliteter (to lokaliteter udelukket som følge af overvægt af resultater under detektionsgrænsen). Den opnåede overensstemmelse er vist i figur 6.

Figur 6 Sammenhæng mellem målte værdier og beregnede værdier med den opstillede model (Jones et al., 2005).

Modellen antyder, at de væsentligste faktorer for re-suspension af asbestfibre i denne undersøgelse er fugtighed (regnhændelser) og udtørring af øverste jordlag (solskinstimer), mens vindhastigheden reducerer det relative indhold, formentlig i form af fortynding.

Med udgangspunkt i resultaterne af undersøgelsen er der af Jones et al. (2005) opstillet en sammenhæng mellem asbestkoncentrationen i luft og asbestkoncentrationen i vejstøv. Sammenhængen er vist i figur 7.

Figur 7 Sammenhæng mellem antal asbestfibre i luft og asbest i støv (Jones et al., 2005).

Det fremgår af figuren, at der for både chrysotil og amphibole asbestfibre ses en nogenlunde liniær sammenhæng mellem koncentrationerne af asbestfibre i hhv. luft og støv. Den lineære sammenhæng kan beskrives ved ligning 2.

                                                        ligning [2]

Proportionalitetskonstanten k kan bestemmes som hældningen på linien og er af størrelsesordenen 3 x 10^-7 ml/mg støv.

Det bemærkes, at ovennævnte sammenhæng er fremkommet under omstændigheder, hvor såvel aktivitet (bilkørsel) som vind og vejr har påvirket måleresultaterne i luften.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 Januar 2008, © Miljøstyrelsen.