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

Status og perspektiver på indeklimaområdet

2 Eksponeringer

• 2.1 Baggrund
• 2.2 Fugt
• 2.3 Allergener
  • 2.3.1 Husstøvmider
  • 2.3.2 Pelsdyr
  • 2.3.3 Pollen
  • 2.3.4 Skimmelsvampe
  • 2.3.5 Andre allergener
• 2.4 Kemiske forbindelser
  • 2.4.1 Forureningskilder
  • 2.4.2 Problematiske stoffer
  • 2.4.3 Oplevet luftkvalitet
• 2.5 Partikler
  • 2.5.1 Partikler i kroppen
  • 2.5.2 Partiklers fysik og kemi
• 2.6 Støj
• 2.7 Stråling
• 2.8 Lys
• 2.9 Sammenfatning vedrørende eksponeringer
• 2.10 Litteratur

2.1 Baggrund

Indeluften i mange bygninger forurenes med en række stoffer og partikler med kendt eller mulig toksisk eller inflammatorisk virkning på mennesker. Kilderne kan være grunden under bygningerne, udeluften, byggematerialerne, rengørings- og plejemidler. Forureningen kan også skyldes aktiviteter som madlavning, brugen af udstyr og maskiner eller fugtrelaterede forhold som forøget nedbrydning af byggevarer, vækst af skimmelsvampe og forøget forekomst af husstøvmider. Endvidere tilføres indeluften forurening fra mennesker og kæledyr, og endelig tilføres materialer, der bæres ind via sko.

Indeklimaet har eksponeringsforhold, der adskiller sig fra arbejdsmiljøet ved en betydeligt længere opholdstid, og det forhold, at særligt følsomme personer også skal kunne føle sig trygge inden døre. Ved fastsættelse af forureningsgrænser for det ydre miljø får opretholdelsen af naturgrundlaget og beskyttelsen flora og fauna særlig betydning. Endelig adskiller en sundhedsmæssig vurdering af indeluften sig fra vurdering af fødevarer ved at mangelsygdomme forårsaget af fravær af komponenter i indeluften ikke forekommer, og ved at optaget i lungerne ofte er afgørende. Der er mange eksempler på at forurening, der optages via luftvejene skader sundheden mere, end når den spises. Det gælder bl.a. for allergener og mange irritanter.

Til indeklimaområdet regnes ud over indeklimaet i boliger de bygningsrelaterede påvirkninger under arbejde eller studier i kontorer, skoler, institutioner og hospitaler. Psykosociale påvirkninger kan have stor betydning for forekomsten af hovedpine, slimhindeirritation og andre symptomer, men disse eksponeringer medregnes normalt ikke til indeklimaets påvirkninger.

Den indtagne fraktion er ofte meget afgørende ved vurderingen af sundhedseffekter af kilder som forurening i maden, passiv rygning inden døre og forurening fra biler og industri i omgivelserne. Fraktionen er forholdet mellem det samlede indtag af en forureningskomponent og den emitterede mængde i miljøet.

I bygninger kan den indtagne fraktion af luftforureningen fra indvendige kilder være i størrelsesordenen 0,01 (baseret på 125 m³ bolig per person, luftskifte på 0,5 gange i timen og indånding af 12 m³ luft i døgnet, der er lidt lavere end estimatet på 20 m³ i døgnet der ofte anvendes ved risikovurdering). Den fraktion der indtages ved fortæring af forurenede madvarer kan være op til 1, ved aktiv rygning omkring 0,3 og ved passiv rygning 0,01. Den fraktion der indtages af luftforureningskilder i udeluften, er typisk betydeligt lavere. Fraktionen af forureningen fra biler, der kører gennem tætbefolkede områder, kan være 10^-10 baseret på optaget hos en enkelt beboer og helt op til 0,005 baseret på befolkningens samlede optag (Marshall et al., 2003). Fra forureningskilder i omgivelserne som kraftværker og lignende indtages fraktioner, som heldigvis er flere størrelsesordener lavere. Fraktionen herfra sættes ofte til 10^-7 baseret på indtaget hos hele befolkningen omkring et kraftværk.

Der er p.t. øget interesse for betydningen af mindre partikler (såkaldt fine eller ultrafine partikler med størrelse mindre end 1 µm respektive mindre end 0,1µm) i ikke-industrielle miljøer som boliger, institutioner, kontorer og undervisningsbygninger. En betydelig del af de partikler, som befolkningen udsættes for, tilføres indemiljøet med ventilationsluften fra kilder i udemiljøet, fx fra trafik og specielt fra køretøjer med dieselmotorer (Palmgren m.fl., 2003; Schneider et al., 2002).

2.2 Fugt

Fugt i indeluften kan opfugte byggematerialer og medføre nedbrydning af materialerne, vækst af skimmelsvampe og kolonialisering med husstøvmider.

Nogle af de parametre, der kan være afgørende for, om der opstår fugtrelaterede problemer, er:

Absolut fugt i luften (g/kg)
Relativ fugtighed i luften (%RH)
Luftens temperatur (°C).

Hertil kommer, at indvendige overfladers temperatur er af stor betydning, da luftens temperatur vil være tæt på overfladernes temperatur nær ved overfladerne. I forbindelse med vurdering af om byggevarer opfugtes, vil det således være deres overfladetemperatur snarere end rumluftens temperatur, der er afgørende. Som det fremgår af figur 2.1 vil den relative fugtighed stige i luft der afkøles med fastholdt vandindhold.

Figur 2.1. Sammenhængen mellem absolut fugtighed, relativ fugtighed og temperatur i luft.

Kilderne til fugt inden døre omfatter mennesker, der i sig selv afgiver 50-100 g vand/time, og deres aktiviteter. Særligt fugtafgivende aktiviteter omfatter tøjtørring, badning og madlavning.

Mulighederne for, at husstøvmider formerer sig, og skimmelsvampe vokser, stiger med stigende relativ fugtighed i det mikroklima, hvor de findes. Den absolutte fugtighed betyder ikke noget i sig selv, og temperaturen er mest afgørende for formerings/vokse-hastighederne.

I senge kan der være et godt miljø for husstøvmider, men når mennesker sover der, kan der blive varmt og lav relativ fugtighed, forudsat at absolut fugt i den omgivende luft er lav. Så kan miderne få det svært. Derfor afhænger mideforekomsten i senge af den absolutte fugt i luften – og ikke som man måske skulle forvente af den relative fugtighed.

På et koldt gulv kan der ligge et tæppe, der varmeisolerer, men ikke fugtisolerer. Temperaturen nede i tæppet kan derfor være lav, mens den absolutte fugt ikke er påvirket, den relative fugtighed nede i tæppet vil være høj, og derfor kan der være mange mider i væg til væg tæpper.

En kold væg vil være i ligevægt med luft med en højere relativ fugtighed end en varm væg. Derfor bliver vandindholdet større i den kolde væg, og sandsynligheden for skimmelsvampevækst stiger.

Indvendige døre kan isolere mod temperaturforskelle, men kun i begrænset omfang mod forskelle i absolut fugt. Derfor bliver den relative fugtighed i kolde rum ofte højere end i varme rum.

2.3 Allergener

I arbejdsmiljøet er fugtrelaterede eksponeringer normalt af mindre betydning, og brugen af materialer, der i sig selv kan virke som allergener, er begrænset i kontorer, institutioner og skoler med videre. Det følgende er skrevet generelt om bygninger, men det skal understreges at allergeneksponeringen sjældent er kraftig i det ikke-industrielle arbejdsmiljø.

2.3.1 Husstøvmider

I Danmark er husstøvmidearterne Dermatophagoides pteronyssinus og Dermatophagoides farinae de klinisk vigtigste. Krydsreaktivitet mellem allergener fra disse arter er hyppig. Husstøvmiders føde er skæl og hår fra mennesker og dyr. De vigtigste allergener forekommer i husstøvmidernes, ekskrementer og for hver art kendes flere allergener. Fæcespartiklerne er 10-40 µm i diameter, men en del af luftens indhold af allergener bæres af partikler, som er mindre end 10 µµm. Husstøvmideallergener holder sig luftbårne i kortere tid end fx katteallergener. Denne forskel skyldes, at katteallergener er knyttet til mindre partikler. Når støvet hvirvles op i forbindelse med fx personers aktivitet i boligen, vil koncentrationen af luftbårne partikler med støvmideallergener allerede igen være lav efter ca. 15 minutter. Allergenerne er relativt stabile og bevarer allergen-reaktiviteten i årevis under normale forhold (Mosbech, 1999a). Husstøvmiderne forekommer især i madrasser, tæpper og polstrede møbler.

Husstøvmider kan spredes fra bolig til bolig i tøj fra mennesker. Flere indeklimafaktorer har betydning for, om husstøvmiderne kan kolonisere en bolig. Luftfugtigheden antages dog at være den afgørende faktor, idet husstøvmiderne vanskeligt kan overleve, hvis man i vintermånederne kan holde en relativ luftfugtighed under 45 % i deres levesteder. Den absolutte fugt i udeluften er afgørende for, hvor lav den relative luftfugtighed indendørs kan blive. I det danske klima kommer den absolutte fugt i udeluften om vinteren så langt ned, at det er muligt at forebygge husstøvmidernes kolonisation gennem ventilation. Husstøvmideallergener i indeklimamiljøet kan nedbringes/forebygges med enkle midler som forøget udluftning om vinteren og god rengøring.

Forekomsten af husstøvmider antages at være steget gennem 1970-1980'erne (Korsgaard, 1998), hvor tætheden af mange boliger som følge af oliekrisen blev øget med højere luftfugtighed til følge.

En undersøgelse fra 1999 viste, at 62 % af støvprøver fra madrasser fra 68 personer i en generel befolkningsstikprøve i København havde en koncentration af husstøvmider på mindst 2 µmider/g støv (total af 3 Dermatophagoides arter, median = 3,77 µmider/g støv) (Sidenius, 2002), hvilket var konsistent med tidligere undersøgelser (Mosbech, 1991), (Mosbech, 1999b).

Husstøvmider synes ikke at være et by-fænomen, idet en undersøgelse blandt danske landmænd påviste væsentlige koncentrationer af husstøvmider i støvprøver fra næsten alle deltageres madrasser (Iversen, 1990).

Koncentrationen af støvmideallergener i støv kan anvendes som mål for eksponering for støvmideallergener i indeklimaet. Støvprøven tages fra sengemiljøet, dvs. madras og rullemadras, hvor den vigtigste eksponering antages at finde sted, men analyse af prøver fra tæpper og møbler kan også være relevante.

Immunkemiske metoder er i dag de mest anvendte metoder til påvisning og kvantitativ bestemmelse af støvmideallergener i støvprøver. Alternativt kan anvendes midetælling ved mikroskopi, hvor også artsbestemmelse kan foretages.

2.3.2 Pelsdyr

Katte- og hundeallergener er de vigtigste pelsdyrsallergener, hvor katteallergenerne er de klinisk vigtigste, formodentligt fordi de er knyttet til mindre partkler på 2-15 µm, der kan forblive luftbårne i lang tid. Allergenerne findes i spyt, skæl, urin m.m. Katteallergener spredes via tøjet fra personer, der har kat i boligen. Adskillige studier har også påvist væsentlige koncentrationer af katteallergener på offentlige steder som i daginstitutioner, skoler og kontorer. Selv i private boliger, hvor der ikke er oplysninger om tidligere tilstedeværelse af kat, kan der ofte måles væsentlige koncentrationer af katteallergener. Vores viden om niveauer af pelsdyrsallergener i danske boliger er begrænset. På landsplan angiver ca. 16 % at have kat i boligen (Keiding et al., 2003). En international multicenter undersøgelse i 1992 fandt varierende hyppighed af kat i hjemmet fra 8-29 %, i Tyskland 15 %, Sverige 19 % og i Norge 15 % (Svanes, 2003). På baggrund af resultater fra andre lande må det antages, at væsentlige koncentrationer af katteallergener er hyppigt forekommende også i danske hjem (se tabel 2.1).

Tabel 2.1. Koncentrationen af katteallergen (Fel d 1) i støvprøver fra hjemmet i udvalgte populationer.

På landsplan angiver ca. 23 %, at have hund i boligen (Keiding, 2003). Dette tal varierer internationalt og var fx i Tyskland, Norge og Sverige henholdsvis 8, 13 og 15 % i 1992 (Svanes, 2003). Det kan derfor antages, at væsentlige koncentrationer af hundeallergener er hyppigt forekommende i danske hjem.

Den vigtigste faktor for niveauet af allergener fra kat og hund i hjemmet er, at henholdsvis kat og hund opholder sig i hjemmet. Niveauerne er endvidere højere, hvis dyrene holdes indendørs sammenlignet med udendørs. Som et mål for eksponeringen for katte- og hundeallergen i indeklimaet kan der anvendes måling af koncentrationen af katte- og hundeallergen i støvprøver med immunkemiske metoder. Flere undersøgelser har vist, at støvprøver fra gulvtæpper og polstrede møbler i opholdsrum kan indeholde højere koncentrationer af pelsdyrsallergen end støvprøver fra madras i soverum.

Området omfatter også eksponering for allergener fra andre pelsdyr som f.eks. kanin, marsvin og ørkenrotter, der hyppigt holdes som kæledyr i hjemmet.

2.3.3 Pollen

Pollen trænger ind i bygninger og er dermed en del af indeklimaet. Vores viden om niveauer af eksponering for pollen i indeklimaet, faktorer af betydning herfor og de mulige helbredseffekter heraf, er overraskende begrænset. Dette skyldes formentlig dels, at der først for nylig er udviklet standardiserede metoder til måling af pollenallergener i indeklimaet, dels at pollen primært har været betragtet som en del af udendørsmiljøet. Enkelte undersøgelser har påvist væsentlige koncentrationer af pollenallergener i indeklimaet og antydet, at eksponeringen også kan være til stede uden for pollensæsonen (Holmquist, 1999).

2.3.4 Skimmelsvampe

Skimmelsvampe er hyppigt forekommende i naturen og i indeklimaet. Der er utallige arter, men i indeklimaet er Penicillium, Cladosporium og Aspergillus de hyppigst forekommende (Gravesen et al. 2002). De er naturligt forekommende overalt, men under normale betingelser vil antallet være højere udendørs end indendørs. Under nordlige himmelstrøg er der en årlig variation i udeklimaet, således at der er færrest om vinteren og flest i sensommeren. Udendørs er sporer fra Cladosporium og Alternaria almindelige. Skimmelsvampe er kolonivoksende mikroorganismer, der mangler klorofyl, og som lever af at dekomponere organisk materiale. Typerne varierer i størrelse, men de fleste stængler eller hyfer er omkring 10 µm i diameter. De fleste trives ved en luftfugtighed over 75 % RF ved normal rumtemperatur, og deres forekomst er således knyttet til miljøets fugtighedsgrad og tilgængeligheden af organisk materiale. Skimmelsvampene reproducerer sig ved hjælp af sporer, som spredes i luften. Sporerne kan forekomme i massivt omfang, og de udgør en form for hviletilstand, som ophører, når sporen lander et sted, hvor der er passende mængder fugt og næring. Voksende svampe kan via stofskiftet producere stoffer (mykotoksiner), som beskytter deres vækstmedie mod andre svampe og bakterier. Svampene indeholder bl.a. antigener, og deres cellevægge består af β-(1,3)-D-glucan, som er et stabilt kulhydrat, der nedbrydes til partikler, når svampene dør. Fra vækstmediet frigøres således svampemateriale, som efter en svævefase falder til gulvet. Herfra kan det genophvirvles og blandes med støv og andre forekommende mikroorganismer som alger, bakterier og husstøvmider. Findes skimmelsvampene i ventilationsanlæg med luftbefugtere kan sporer og andet materiale også cirkuleres svævende i dråbebåret form.

De forskellige dele af skimmelsvampen – det være sig sporer, mykotoksiner, allergener eller β-(1,3)-D-glucan  –  kan medføre negative helbredseffekter, hvis de indtages, indåndes eller på anden måde absorberes. Partiklernes størrelse og form er afgørende for, hvor længe de kan holde sig svævende, og hvor langt de har mulighed for at trænge ned i åndedrætssystemet. Skimmelsvampene vokser ofte forskellige arter sammen, og opblandet med andre mikroorganismer udgør eksponeringen derfor en sammensat størrelse, hvilket gør det til et omfattende arbejde at udrede dens præcise bestanddele.

Der kendes ofte flere allergener for hver skimmelsvampeart og flere hundrede allergener er identificeret. Der kan anvendes flere mål for eksponeringen for skimmelsvampeallergener i indeklimaet. Skimmelsvampe kan bestemmes og kvantificeres ved at dyrke støv- og luftprøver på vækstmedium eller ved tælling af sporer i mikroskop. Mere indirekte mål kan være måling af skimmelsvampekomponenter, f.eks. glukaner (β-1,3-D-glucan) i støvprøver.

2.3.5 Andre allergener

Allergener fra insekter, fx Kakkerlak-allergener, og allergener fra fugleekskrementer antages at være af mindre betydning i Danmark.

2.4 Kemiske forbindelser

Indeluften er typisk forurenet med hundredvis af kemiske stoffer i varierende koncentrationer, som brugerne af bygningerne eksponeres for.

Der har specielt været fokus på flygtige organiske forbindelser (på engelsk VOC’er af Volatile Organic Compounds). (WHO, 1989) har klassificeret organiske luftforureninger i fire grupper ud fra deres kogepunkt (kp):

De letfordampelige VOC’er, dvs. dem med lavt kogepunkt, optræder som gasser og dampe under normale indeklimaforhold, mens VOC’er med højere kogepunkter forekommer både i damp- og partikelform.

Af organiske gasser og dampe er formaldehyd en af de mest kendte genevoldere. Det er en farveløs luftart med en karakteristisk lugt. Formaldehyd forekommer naturligt i økosystemet, men det findes kun kortvarigt i fri form. Enten nedbrydes det hurtigt, eller også reagerer det med organisk materiale. Det findes nærmest i alle livsformer, men uden at der sker en egentlig bioakkumulation. Bl.a. indeholder frugt og grønsager små mængder formaldehyd (typisk 3-60 mg/kg; æbler fx 17 mg/kg), og det indgår i den almindelige menneskelige metabolisme (ca. 50-60 mg forbrændes i døgnet). Kilder til formaldehyd i indeluften omfatter en række lime og limede trævarer som spånplader, forbrændingsprocesser og tobaksrygning med mere. Formaldehyd optages gennem luftveje, mave-tarmkanal og hud, og det udskilles via udånding, urin og fæces. De højeste koncentrationer findes i forbindelse med industriel fremstilling og den efterfølgende produktanvendelse og eksponering sker både inden for særlige erhverv og i indeklimaet.

Brugen af formaldehyd er stærkt reduceret igennem de senere år, og dermed er også indholdet i indeluften faldet. Det skyldes indførelsen af bestemmelser for maksimal formaldehydafgivelse fra eller formaldehydindhold i træbaserede plader og varmeisoleringsmaterialer. Indimellem støder man dog stadig på problemer med formaldehydafgivelse for visse møbelplader og ulovligt importerede byggeplader. Ifølge Bygningsreglementerne (BR 95, BR 98) må formaldehydkoncentrationen i rumluft ved realistisk brug af de pågældende materialer med formaldehydafgivende lim og fastlagte ventilations-, temperatur- og fugtforhold ikke overstige 0,15 mg/m³.

En væsentlig eksponering for kemikalier i indeklimaet sker ved indånding af støv. Støvet på gulve og svævende i indeluften indeholder betydelige koncentrationer af mange problematiske grundstoffer, og tungtflygtige kemikalier som phthalater og pesticider (Friedrich et al. 2001).

2.4.1 Forureningskilder

Koncentrationen (eksponeringen) af forurening i luften afhænger hovedsageligt af balancen mellem forureningskilderne og hvor meget uforurenet luft, der tilføres bygningen (ventilation) for at fortynde forureningen. Koncentrationen afhænger desuden af hvor meget forurening, der sætter sig på overflader (adsorbtion) eller afgives fra overflader (desorption). Herudover afhænger koncentrationen og den kemiske sammensætning af hvilke kemiske reaktioner, der sker i materialeoverflader og i luften, fx ved reaktion med ilt og ozon.

Forureningen med kemikalier i luften inden døre kan stamme fra den udeluft, der tilføres gennem ventilation, fx fra trafik og brændeovne (både mættede kulbrinter (alkaner), umættede kulbrinter (aromater, herunder benzen), flerumættede kulbrinter (butadien), PAH’er, aldehyder og alifatiske syrer), industri, energiproduktion og landbrug. Også ozon tilføres indeluften med udeluften.

Herudover er der en lang række indendørs kilder til forurening med kemikalier:

Mennesker afgiver såkaldte bioeffluenter, der ud over vanddamp og kuldioxid (CO₂) også består af en lang række VOC’er som fx ethanol, isopren, acetone, toluen og smørsyre. Afgivelsen af CO₂ afhænger af menneskets aktivitetsniveau. En afslappet og siddende voksen person afgiver fx ca. 17 l/h CO₂. De lave koncentrationer af CO₂ der normalt forekommer inden døre er uskadelige og kan ikke fornemmes af mennesker. Indeluftens indhold af CO₂ (over niveauet udendørs på ca. 350 ppm) er imidlertid en god indikator for koncentrationen af andre menneskelige bioeffluenter, der kan opleves generende. Der er gennemført studier af menneskers umiddelbare subjektive vurdering af kropslugt når de går ind i rum med varierende koncentrationer af CO₂ i luften (Fanger et al., 1983 og Berg-Munch, 1986). Ved en CO₂ koncentration på 660 ppm over udeniveauet er ca. 20 % af de besøgende utilfredse med luftkvaliteten. I ventilationsstandarder foreskrives ofte 20 % utilfredse som et mål for den ønskede luftkvalitet. Det svarer til Arbejdstilsynets anbefaling af at luftens absolutte indhold af CO₂ ikke bør være større end 1000 ppm. Hvis luftens indhold overstiger 2000 ppm CO₂ i mere end korte perioder af en dag, anser Arbejdstilsynet ventilationen for at være utilstrækkelig i forhold til personbelastningen. Arbejdstilsynets grænseværdi for CO₂ alene er 5000 ppm.

Menneskers aktiviteter omfatter fx forskellige former for forbrænding som tobaksrygning (flere hundrede VOC’er, foruden partikler, kulmonoxid, kuldioxid, svovlkulstof, ammoniak og cyanbrinte), madlavning (ved gas kvælstofilter) og stearinlys, brug af elektrisk udstyr som computere og kopimaskiner (mange VOC’er, nitrogenoxider, radikaler og ozon), div. hobbyaktiviteter. Herudover kan anvendelsen af visse produkter til overfladebehandling (vask, rengøring og pleje), som fx voks og olie have stor betydning for eksponeringen, da de ofte anvendes på store overflader (opløsningsmidler, terpener, formaldehyd, glykolethere og parfumestoffer).

Forurening med kemiske stoffer kan også stamme fra andre kilder som husholdningsaffald, toiletter, brændeovne (partikler, CO og VOC, herunder PAH’er), husdyr, installationer, herunder ventilationsanlæg, fx fra brugte filtre. Flytbare opvarmningsapparater uden afkast til skorsten baseret på forbrænding af gas eller petroleum vil være meget betydelige kilder til kemiske forbindelser, partikler og fugt i de boliger, hvor de anvendes. Det vurderes at omkring 2 % af befolkningen anvender sådanne apparater.

Potteplanter har længe været diskuteret, fordi de kan optræde som forureningskilder, og samtidig er der en teoretisk mulighed for at de renser luften via deres stofskifte. Potteplanter inden døre har dog typisk et meget lavt stofskifte bl.a. på grund af den lave belysning og deres begrænsede areal. Det er derfor kun muligt at påvise positive egenskaber, der er langt under luftrensningen i forbindelse med ventilation (Larsson, 2004).

Grunden under en bygning kan være forurenet, fx pga. eksisterende eller nedlagte renserier, lækager fra kemikalielagre eller anden kemisk virksomhed. Denne forurening kan via revner og sprækker i dæk og fundament eller diffusion gennem bygningsdele trænge ind i bygninger.

Forurening kan også stamme fra fugtrelaterede forhold. Fx kan fugt forøge nedbrydning af byggevarer og dermed øge afgasningen af kemiske stoffer til luften. Fugt kan være årsag til vækst af skimmelsvampe, som kan forurene luften med fx MVOC’er fra mikrobielle processer. Disse stoffer forekommer i meget lave koncentrationer, men da de har meget lave lugttærskler, kan de give anledning til lugtgener.

De indendørs kilder til forurening med kemiske stoffer, der nok har fået størst opmærksomhed, er byggematerialer og inventar, herunder maling, lakker, tæpper og andre gulvbelægninger, møbler, etc. Disse kilder afgasser VOC’er til luften, som kan påvirke bygningsbrugernes sundhed og komfort (ECA-IAQ Report No. 18; Wargocki et al., 2002). De såkaldte primære VOC’er, der hovedsagelig afgasser kort tid efter, at materialerne er produceret, stammer fra kemikalier, som blev anvendt under fremstillingen af det pågældende materiale, fx i form af acceleratorer, antioxidanter (stabilisatorer), blødgøringsmidler, opløsningsmidler (sammenflydningsmidler), reaktanter (i overskud), urenheder, dannede forbindelser under proces (fx hærdning) (Wolkoff, Clausen og Nielsen, 1998). Langt de fleste af disse stoffer forekommer i koncentrationer, der er betydeligt lavere end grænseværdier baseret på traditionel toksikologi. Alligevel påvirker de den oplevede luftkvalitet og dermed bygningsbrugernes komfort.

Der har i de sidste 30 år været arbejdet på at udvikle sundhedsrigtige byggevarer. Et værktøj hertil er den frivillige Indeklimamærkningsordning, der har til formål at mindske afgasningen fra byggematerialer. Ordningen vurderer hovedsagelig den førnævnte primære afgasning ved kemiske målinger og sensoriske bedømmelser af materialernes lugtafgivelse (Boligministeriet, Bygge- og Boligstyrelsen, 1995; Nielsen og Wolkoff, 1993). For at et materiale kan opnå mærket, skal koncentrationen af relevante stoffer samt bedømmelser af oplevet luftkvalitet opfylde fastlagte godkendelsesniveauer. Tidspunktet, hvor disse krav er opfyldt kaldes for produktets indeklimarelevante tidsværdi. Der stilles i mærkningsordningen krav til, hvor høj denne værdi må være.

For nogle materialer, hvor der forekommer mere komplicerede afgasningsmekanismer giver dette imidlertid ikke et dækkende billede af, hvordan materialet påvirker luftkvaliteten i virkeligheden. Nyere forskning har vist, at materialeoverflader og materialers afgasningsprodukter kan reagere med reaktive gasser, fx ozon, og danne nye afgasningsprodukter, såkaldt sekundær afgasning, der i særlig grad kan forringe indeluftkvaliteten (Knudsen et al., 2003). For nogle materialer kan denne type afgasning tilsyneladende fortsætte i hele materialets levetid (Knudsen et al., 2004). Hvor der tidligere alene var fokus på den såkaldte primære afgasning fra materialer, er fokus derfor nu også rettet mod den sekundære afgasning.

Erfaringer fra mærkningsordningen har vist, at nogle naturlige, organisk baserede materialer har svært ved at opnå Indeklimamærket, da deres indeklimarelevante tidsværdi er uacceptabelt lang. Det gælder fx for gulvbelægning af træ og linoleum. Desuden har det vist sig, at den oplevede luftkvalitet påvirkes af afgassede stoffer i meget lave koncentrationer, som er vanskelige at måle med eksisterende målemetoder. Dette er et problem i forbindelse med produktudvikling. Der er behov for en styrkelse af Dansk Indeklima Mærkningsordning, så den i højere grad afspejler forholdene i bygninger. Det bør afklares, hvad reaktiv kemi betyder for indeluftens kvalitet, og hvordan afgasning fra visse naturlige materialer skal håndteres i mærkningsordningen.

På trods af bestræbelser for europæisk harmonisering findes der ikke en fælles europæisk mærkningsordning for afgasning fra byggematerialer og inventar. Der er behov for at udvikle et sådant fælles grundlag og at arbejde frem mod konsensus om de anvendte testmetoder.

Generelt er byggevareproducenterne blevet langt mere opmærksomme på behovet for byggevarer, der ikke forurener indeluften. Mange typer varer, der tidligere var kendt for at udsende ubehagelige lugte, bidrager nu kun i ubetydelig grad til forureningen inden døre.

2.4.2 Problematiske stoffer

Man har gennem flere år været bevidst om at indeklimaet kan skade helbredet. (Berglund et al., 1991) gennemgik den eksisterende viden og konkluderede for mere end 20 år siden bl.a. at der var en betydelig mangel på specifik viden om indeklimaets betydning for alvorlige sundhedseffekter. I den forløbne periode er der skabt en del men langt fra dækkende specifik viden. Problematiske stoffer med forekomst i indeluften omfatter bl.a. radon, ozon, tjærestoffer fra jordforurening, benzen, klorerede opløsningsmidler fra renserier, bekæmpelsesmidler i byggevarer, bly, visse blødgørere og andre tilsætningsstoffer til byggevarer samt luftforurening fra trafikken, brændeovne og tobaksrøg. Herudover kan der være tale om alle mulige produkter med indhold af flygtige kemikalier, der kan være brugt forkert. De problematiske stoffer omfatter også stærkt giftige stoffer som PCB, hvorom man tidligere havde utilstrækkelig toksikologisk viden, og som derfor fandt udbredt anvendelse i visse byggevarer. Endvidere er det muligt, at listen over problematiske stoffer kan forlænges betydeligt, efterhånden som videngrundlaget udbygges, fx med bromerede flammehæmmere i elektroniske komponenter.

EU Kommissionens ”Joint Research Centre” har angivet 1. prioritet til reduktion af eksponeringen for 5 stoffer i indeklimaet, 2. prioritet til reduktion af yderligere 4 stoffer og om 3 stoffer mangler der i særlig grad yderligere viden (Kotzias et al., 2004). Stofferne er vist i tabel 2.2.

Tabel 2.2. Særligt problematiske stoffer i indeluften (Kotzias et al., 2004).

Formaldehydkoncentrationer i indeluften i den bagvedliggende undersøgelse var i middel ca. 30 µg/m³. Lignende niveauer forventes under danske forhold.

Kulmonooksid blev målt til en middelværdi på 1-2 mg/m³. Dette er under de niveauer, der anses for sundhedsskadelige. Ikke desto mindre sker der et betydeligt antal ulykker med kulmonooksidforgiftning. Derfor er stoffet med på listen.

Kvælstofdioksid i indeklimaet stammer hovedsageligt fra madlavning over gas. Middelkoncentrationerne i undersøgelsen ligger i området 20-60 µg/m³, mens madlavning over gas menes at resultere i koncentrationer på 180-2500 µg/m³, der er på eller over WHO’s anbefalede øvre grænse på 200 µg/m³ (WHO, 2000).

Benzenkoncentrationerne var i middel 4-10 µg/m³. Benzen er genotoksisk, og en nedre grænse for sundhedseffekter kan derfor ikke angives, men de forekommende koncentrationer kan teoretisk give anledning til ca. 7-8 tilfælde af leukemi per 1 mio. udsatte mennesker.

Naftalen, der bliver brugt i mølkugler og andre bekæmpelsesmidler, blev stort set kun målt i problematiske koncentrationer i Athen. Der forventes ikke at være høje koncentrationer i danske boliger.

De øvrige kemikalier i tabel 2.2 har middelkoncentrationer inden døre der er mere end 10-100 gange under de udledte grænseværdier for effekter.

Der er endnu usikkerhed blandt andet om betydningen af phthalater i blød pvc, som kan have en adjuverende virkning sammen med de forekommende allergener ved inhalation (Øie et al., 1997). (Clausen et al., 1999) har målt koncentrationer af phthalaterne DBP og DEHP i indeluften i nogle få kontorer, klasserum og børneistitutioner. Koncentrationerne lå i området 570-1350 hg/m³ for DBP og 160-1050 hg/m³ for DEHP.

PFOS-forbindelser er en række af forbindelser som alle potentielt kan nedbrydes til perfluorooktansulfonat, som har vist sig at være svært nedbrydeligt i naturen. Fluorforbindelser med lange kulstofkæder inklusive PFOS er både vand- og fedtafvisende. Man har kunnet finde PFOS i imprægneringsmidler til tekstiler, læder og papir, voks og anden polish, maling, lak og trykfarver samt rengøringsmidler. Forbindelserne kan være giftige for pattedyr i doser ned til ca. 0,1 mg/kg kropsvægt/dag (Swedish Chemicals Inspectorate, 2004). Koncentrationen i støv og luft inden døre giver dog langt fra anledning til indtag i den størrelsesorden. Siden 3M i maj 2000 annoncerede at de ville standse brugen heraf ved fremstillingen af ”Scotchgard” med udgangen af år 2002 er eksponeringen faldet betydeligt. Et forbud mod anvendelse af PFOS-forbindelser diskuteres i EU.

Der er behov både for risikoanalyser som baggrund for handlingsplaner for de mere veldokumenterede problematiske stoffer og for grundlæggende indsamling og sammenstilling af viden for flere af stofferne med mere usikre virkninger på mennesker.

2.4.3 Oplevet luftkvalitet

Hovedparten af de organiske stoffer, der bliver målt indendørs, forekommer i meget lave koncentrationer og vil ikke have en direkte toksisk effekt på mennesker. En række af stofferne vil imidlertid lugte og derigennem påvirke hvordan kvaliteten af luften opfattes, dvs. hvor stærk lugtintensiteten er, og om den er acceptabel eller uacceptabel. Et mål for luftens kvalitet, som den opleves af mennesker, er traditionelt blevet kaldt for ”oplevet luftkvalitet”. Oplevet luftkvalitet er en kombination af lugt og irritation. Den oplevede luftkvalitet måles med et såkaldt sensorisk panel, der typisk består af 20 til 40 personer med en normal lugtesans. På en skala for accept bedømmer de, hvor acceptabel de oplever luftkvaliteten umiddelbart ved indtræden i et rum.. Det kan også ske ved laboratorieforsøg, hvor de sætter næsen til en tragt, hvor den luft, der skal bedømmes, kommer fra. Der er altså tale om det umiddelbare første indtryk.

En acceptabel oplevet luftkvalitet er et mål i sig selv. Luften skal have en vis kvalitet, når man går ind i en bygning eller går mellem forskellige rum i en bygning.

Nyere forskning har vist, at der er en sammenhæng mellem oplevet luftkvalitet og menneskers produktivitet (Wargocki 2002). Oplevet luftkvalitet bør derfor håndteres som en selvstændig indeklimaparameter. I praksis er den oplevede luftkvalitet ofte bestemmende for ventilationsbehovet, dvs. mængden af tilført udeluft i en bygning og dermed for energiforbruget til ventilation (ECA Report No. 11, 1992).

Ved samtidige målinger af kemisk afgasning og sensorisk bestemmelse af oplevet luftkvalitet har der ofte kun været en svag korrelation mellem den målte kemi og den oplevede luftkvalitet. Den gængse måleteknik kan ofte ikke detektere de lave koncentrationer af lugtaktive kemiske stoffer, som kan opfattes af den menneskelige næse. Der er et ønske om at kunne bestemme de vigtigste lugtaktive stoffer, da det vil støtte en produktudvikling af mere indeklimavenlige produkter.

Det har vist sig, at forureningen fra byggematerialer som al anden luftforurening har forskellige sammenhænge mellem koncentration af forurening og oplevet luftkvalitet (Knudsen, 1998). Det har betydning, når det skal vurderes, hvordan et materiale påvirker den oplevede luftkvalitet i et rum ved en given ventilationsrate og materialemængde. Sammenhængen er også vigtig for at kunne vurdere betydningen af at ændre på ventilationsraten.

Den komplekse blanding af luftforurening, der opstår, når flere forureningskilder er til stede samtidig, som de er i en bygning, har i flere tilfælde givet anledning til relativt små ændringer i den oplevede luftkvalitet ved ændringer i ventilationsraterne. Det betyder i praksis, at forbedring af luftkvaliteten ved øget ventilation ofte ikke er praktisk mulig, fordi den store forøgelse, det kræver, giver trækgener og højt energiforbrug. Derimod er det oplagt at forsøge at begrænse eller fjerne emissionskilderne. I forbindelse med denne kildekontrol er det en udfordring at fremstille materialer, der kun forringer luftkvaliteten ubetydeligt. Her er samspillet mellem forskning og producenter af byggevarer vigtigt, så den nye viden kan øge materialeproducenters mulighed for at udvikle sundhedsrigtige byggematerialer til gavn for bygningsbrugerne.

I praksis er et virksomt middel til at reducere et lugtproblem lokal udsugning ved forureningskilden. Lugt fra toiletter og madlugt kan således ofte i rimelig grad fjernes ved lokal udsugning/ventilation. Dette er ikke muligt ved tobaksrygning, hvor forurening tilføres forskellige steder i rummet, men afgrænsning af rygningen til specielle rygerum med effektiv udsugning kan mindske påvirkningen af ikke rygere.

2.5 Partikler

Siden 1952, hvor en voldsom smog-episode i London forårsagede ca. 12.000 ekstra dødsfald, har partikelforurening været anerkendt som et meget alvorligt problem for folkesundheden, og man har med lovgivning – baseret på miljømedicinske argumenter – søgt at begrænse partikelforureningen udendørs i byerne. Der er etableret omfattende moniteringsprogrammer, og forureningen med de større partikler er reduceret betydeligt i byerne siden 50'erne.

Helbredseffekter af partikulær luftforurening er primært belyst for udendørseksponering, som især er forårsaget af emission fra trafik og boligopvarmning. Vores viden om betydningen af partiklernes kemiske sammensætning er begrænset.

Vores viden om partikulær forurening i indeklimaet er endnu mere begrænset. Partikulær luftforurening fra udendørsmiljøet trænger ind i boliger og udgør dermed en del af eksponeringen for partikler i indeklimaet. I boliger med brændeovne vil disse afhængigt af konstruktion, brug og brændselstype kunne øge den partikulære luftforurening i indeklimaet.

I hjem med tobaksrygning udgør de tobaksrelaterede partikler en væsentlig del af den partikulære forurening.

Der har været stigende opmærksomhed på de fine partikler (diameter mellem 0,1 µm og 2,5 µm), fordi den vægtbaserede koncentration i luften korrelerer bedre med dødelighed end de større partikler, og fordi man ved, at partikelstørrelsen er afgørende for, hvor dybt i luftvejene partiklerne kan deponeres. Antallet af ultrafine partikler – med en diameter under 0,1 µm – er meget stort sammenlignet med de større partikler, der er dominerende for massen af luftbårne partikler. De ultrafine partikler har betydning for sundheden på grund af deres store antal, dybe nedtrængning i lungerne og lille størrelse, der besværliggør transporten væk fra lungevævet, efter partiklerne er afsat der.

Partikler kan i denne forbindelse bestå både af væske og af fast stof. Blandingen af partikler og luft kaldes ofte en aerosol. Partikler med et forhold mellem længde og bredde på over 3, en længde over 5 µm og en diameter under 3 µm kaldes for fibre. De vigtigste egenskaber for luftbårne partikler er koncentration baseret på enten antal eller masse, størrelsesfordeling baseret på antal eller masse, overfladeareal, form, kemisk sammensætning og elektrisk ladning.

Luftbårne partikler kan have en størrelse fra nogle få molekyler til tykkelsen af et menneskeligt hår. Udtrykt i meter kan partikler have en diameter fra 0,001 µm til 100 µm. Partikler under 0,1 µm kaldes ultrafine partikler, partikler mellem 0,1 og 2,5 µm kaldes fine partikler og partiklerne over 2,5 µm kaldes grove partikler. Langt det største antal af partiklerne i indeluften er ultrafine, mens de ultrafines masse er ubetydelig sammenlignet med de større partikler. TSP, PM₁₀ og PM_2,5  er massebaserede mål for partikelkoncentrationen for henholdsvis totalmassen, massen af partikler under 10 µm eller massen af partikler under 2,5 µm. En betydelig del af partiklerne i udeluften i Danmark kommer med vinden fra sydlige dele af Europa.

Mange af de ultrafine partikler i indeluften stammer fra udeluften, hvor de dannes ved forbrændingsprocesser og andre forureningers indbyrdes reaktioner under påvirkning af sollyset. De kan også dannes inden døre ved afbrænding bl.a. af stearinlys og forbrændingsprocesser på overflader med høje temperaturer. De kan endvidere dannes gennem reaktioner mellem ozon, nitrogenoxid og terpener. Ozon og nitrogenoxid kan tilføres indeluften udefra. Ved brug af gaskomfurer dannes også en del nitrogenoxid. Terpenerne kommer først og fremmest fra møbler og indvendige overflader, men også rengøringsmidler kan indeholde sådanne oxiderbare forbindelser.

I modsætning til de ultrafine partikler, der har de højeste middelkoncentrationer i udeluften, findes de højeste koncentrationer af større partikler indendørs. I tabel 2.1 er vist nogle udenlandske målinger af partikelindholdet i indeluften. Målingerne viser ikke systematiske forskelle, og der er ikke forventninger om at niveauerne i dansk indeluft adskiller sig herfra.

Tabel 2.1. Partikelindholdet i indeluften fra nogle undersøgelser. Indtaget per døgn er baseret på en antagelse om et luftindtag på 20 m³/døgn.

I figur 2.1 vises intervaller for størrelsen af partikler fra en række kilder af særlig betydning for partikelforureningen i indeluften.

Figur 2.1. Intervaller for størrelsen af partikler fra en række kilder vist fra Ångstrøm (10^-10m) til millimeter (10³ µm). (Morawska og Salthammaer, 2003; Hinds, 1982 ).

WHO angiver, at man ikke kan finde tærskelværdier for partikelindholdet i luften der giver fuldstændig beskyttelse mod alvorlige sundhedseffekter. Der er således sundhedseffekter af stort set alle forekommende koncentrationer. Følgende værdier er dog nyligt foreslået i en rapport fra WHO (WHO 2005).

PM_2,5: 10 µg/m³ årsmiddel, 25 µg/m³, døgnmiddel
PM₁₀: 20 µg/m³ årsmiddel, 50 µg/m³, døgnmiddel

Arbejdstilsynets grænseværdi for mineraluldsfibre er 1 fiber/cm³, og den er 10 mg/m³ for inert mineralsk støv eller 5 mg/m³ for den respirable del. Grænseværdierne for øvrige former for fibre og støv er lavere. Disse grænseværdier er ikke direkte relevante for indeklimaet, da de gælder for arbejdspladser, hvor brugen af stoffet indgår i en produktion, og hvor eksponeringen dermed kan være svær at begrænse.

EU har i et direktiv fra 1999 angivet følgende grænseværdier for PM₁₀ i udeluften gældende fra 2005: 90 % af døgnmiddelværdierne skal være under 50 µg/m³. Årsmiddelværdien skal være under 40 µg/m³.

Endvidere skal følgende vejledende kriterier være opfyldt i år 2010: 98 % af døgnmiddelværdierne skal være under 50 µg/m³. Årsmiddelværdien skal være under 20 µg/m³.

Med hensyn til PM_2,5  i udeluften har EU fastsat en årsmiddelværdi på 25 µg/m³ som et loft. Samtidigt skal det eksisterende gennemsnitsniveau for PM_2,5 reduceres med 20 % frem til år 2020.

USA har siden 1987 haft grænseværdier for PM₁₀: Døgnmiddelværdierne skal være under 150 µg/m³. Årsmiddelværdien skal være under 50 µg/m³.

Der er foreslået følgende grænseværdi for PM_2,5 i USA: Døgnmiddelværdierne skal være under 65 µg/m³. Årsmiddelværdien skal være under 15 µg/m³.

2.5.1 Partikler i kroppen

Partikler i luften deponeres forskellige steder i luftvejene. De større partikler med diameter over 10 µm deponeres hovedsagelig i næse og svælg. Mindre partikler deponeres længere nede i luftvejene. De fine og især de ultrafine partikler kan nå helt ud i alveolerne, før de deponeres. Fraktionen af partikler, der deponeres i lungerne, øges med mindsket partikelstørrelse og i forbindelse med dybe, langsomme vejrtrækninger. Hvis partiklerne når så langt, kan de kun fjernes gennem optagelse i de hvide blodlegemer. Fibre kan nå langt ud i luftvejene og kan vanskeligt fjernes på grund af deres form. Partikler i bronkier og øvre luftveje fjernes med slimen på grund af fimrehårenes bevægelser og synkes. De ender derfor i fordøjelsessystemet.

Mindre partikler har større opholdstid i kroppen, og deres store antal og store overfladeareal bevirker, at de kan være bærere af en række kemikalier.

2.5.2 Partiklers fysik og kemi

De vigtigste forhold, der påvirker koncentration og sammensætning af partikler i indeluften, er

• Indtrængning af partikler fra udeluften med ventilations- og infiltrationsluft
• Deponering af partikler på indvendige overflader
• Ophvirvlen af deponerede partikler
• Fjernelse af partikler med luftudskiftningen
• Kemiske reaktioner der fører til partikeldannelse
• Indendørs kilder
• Rengøring.

Indtrængning

Udeluften kan tilføres gennem store åbninger som vinduer og udeluftventiler, gennem revner og sprækker og endelig via ventilationsanlæg, der oftest er forsynet med partikelfiltre. Ved passage af de store åbninger fjernes kun ubetydelige mængder af partikler; men i revner deponeres en del partikler og i filtrene afsættes størsteparten af partikelindholdet. Partikelfiltre i ventilationssystemer fjerner typisk mellem 70 og 95 % af partiklerne. Den største indtrængning ses for partikler med en diameter omkring 0,1-0,3 µm.

Forholdet mellem koncentrationen af partikler i inde- og udeluften varierer en del. Det afhænger særligt af ventilationsforhold og størrelsen af de indre kilder. For vægtbaserede målinger vil indeluftens partikelkoncentration typisk være fra 40 til 70 % af udeluftens koncentration, når der ikke forekommer særlige kilder inden døre. (Matson, 2004) viser i sin afhandling, at koncentrationsforholdet typisk er 0,5-0,8 ved antalbaserede målinger i svenske kontorbygninger. Indendørs-/udendørsforhold i boliger har et større variationsområde, og når der er tændte stearinlys eller forekomst af andre væsentlige partikelkilder, kan der forventes betydeligt højere koncentrationer indendørs end udendørs.

Jensen et al. (2005) Har i en enkelt ikke beboet lejlighed ved en traffikeret gade i København målt følgende middelværdier for PM2,5: Bybaggrund: 15 µg/m³, Indeluft: 15 µg/m³ og gadeluft 20 µg/m³.

Deponering, ophvirvlen og fjernelse af partikler

Deponeringshastigheden for partikler afhænger af deres størrelse og elektriske ladning. De større partikler (1-10 µm) daler nedad og deponeres i høj grad på vandrette overflader, mens de mindre partikler i højere grad holder sig svævende og bevæger sig ved diffusion. De tiltrækkes af alle overflader, når de kommer tæt på, og deponeres således både på vandrette og lodrette overflader.

Ophvirvlen af partikler efter deponering sker kun vanskeligt for de mindre partikler, mens de større kan ophvirvles ved aktiviteter i rummene. I forbindelse med risikovurdering antages det at voksne beboere indtager omkring 50 mg overfladestøv.

Kemiske reaktioner

Reaktioner mellem kemiske forureninger af indeluften kan lede til dannelse af partikler. Det gælder særligt for oksidative processer med ozon og visse terpener. Det er vist, at limonen, der findes i visse rengøringsmidler, også kan oksideres med partikeldannelse til følge af mindre kraftige oksidanter som kvælstofoksider og måske også almindelig ilt.

Partiklerne i indeluften har et meget stort overfladeareal. Det kan være så stort som arealet af rummets afgrænsende flader. Dermed kan partikler optræde som adsorbenter af en række mere tungtflygtige kemikalier. En væsentlig del af optaget af phthalater via luftvejene foregår således ved, at phthalaterne adsorberes til partikler, der indåndes.

Partiklerne bærer en del kemikalier der kan frigøres til luften. Derfor er adsorberede kemikalier formodentlig en væsentlig del af forklaringen på, at partikelfiltre i ventilationsanlæg ofte giver anledning til lugtgener, på trods af at deres fjernelse af partikler er upåklagelig.

Indendørs kilder

Partikler, der stammer fra kilder i udemiljøet, findes også inden døre, først og fremmest fordi de tilføres indemiljøet med ventilationsluften. Foruden de partikler, der tilføres fra udemiljøet, tilføres indeluften også en del partikler fra madlavning, tobaksrygning, stearinlys, brændeovne, mennesker og aktiviteter inden døre. På overflader, der er varmere end 70-90 °C, nedbrydes støv og smuds, således at der dannes partikler.

En laboratorieundersøgelse gennemført i et testrum på SBi (Afshari m fl. 2003) viste, at flere helt almindelige gøremål i hjemmet kan give anledning til høje koncentrationer af ultrafine partikler i indeluft. Den højeste koncentration, cirka 240.000 partikler per cm³, blev genereret af tændte stearinlys, og den laveste koncentration, 400 partikler per cm³, blev genereret ved strygning af lagener. Forfatterne konkluderede, at radiatorer, elektriske luftvarmere, elektriske varmeplader og strygejern (uden damp) ikke er primære partikelkilder, men at de ofte fungerer som sekundære kilder, hvis der er smuds på deres overflade, som kan danne partikler ved delvis afbrænding under opvarmning.

I boliger med ældre/utætte brændeovne vil disse afhængigt af brug, konstruktion og brændselstype kunne øge den partikulære luftforurening inden døre. Indeluftkvaliteten kan også påvirkes af brændeovne ved at partiklerne via skorstenen og udeluften spredes til indeluften i de omgivende bygninger.

Mennesker genererer selv forholdsvis store partikler (typisk større end nogle mikrometer). Andre studier har vist, at madlavning, rygning og rengøring genererer et betydeligt antal mindre partikler under 1µm. Vores viden om indendørseksponeringens størrelse og de faktorer, som indvirker på denne er endnu begrænset.

Rengøring

Større partikler kan genophvirvles og rengøring vil mindske ophvirvlingen og dermed også indtaget af partikler. Endvidere vil rengøring mindske det betydelige depot af adsorberede kemikalier der er knyttet til de større partikler.

2.6 Støj

Lyd er svingninger i luften. Lyde opfattes af ørerne, der kan opfatte lyde i frekvenspektret fra 20 til 20.000 Hz. Lavere frekvenser omtales som infralyd og højere frekvenser kaldes ultralyd. Uønsket lyd er støj.

Støj måles normalt på den A-vægtede dB-skala. På skalaen er den sagte raslen af blade i en ellers stille skov cirka 10 dB(A), almindelig samtale er 50-60 dB(A), og den til tider smertefulde lyd på forreste række ved en rockkoncert er omkring 110 dB(A).

Den generelle støjgrænse for trafikstøj ved boliger, som bruges ved planlægning, er 55 dB(A), men støjen er omkring 80 dB(A) på meget trafikerede gader.

Også infralyd kan give anledning til gener. Generne optræder kun lidt over høretærsklen, der på den G-vægtede dB-skala angives til at ligge omkring 95 dB(G). Dette er i modsætning til almindelig støj, hvor der er en mere glidende overgang fra ”hørbar støj” til ”generende støj”. Miljøstyrelsen anbefaler en grænseværdi på 85 dB(G) for infralyd i boliger.

Vibrationer forekommer især, når hele bygningsdele bevæger sig – ofte tæt ved deres egenfrekvens. Årsagen til vibrationerne kan være såvel byggetekniske som relateret til trafikkens eller industrielle belastninger af omgivelserne. Det anføres, at sådanne vibrationer kan give anledning til svimmelhed.

Miljøstyrelsens vejledende grænseværdier for helkropsvibrationer er anført i tabel 2.2.

Tabel 2.2. Vejledende grænseværdier for helkropsvibrationer fra Miljøstyrelsen.

2.7 Stråling

Ioniserende stråling omfatter røntgenstråling og stråling fra radioaktive kilder med så stort energiindhold, at der dannes ioner ved strålingens absorption i et materiale.

Radon i indeklimaet er en meget væsentlig kilde til ioniserende stråling inden døre. I afsnit 3.7 om kræft er de alvorlige sundhedseffekter beskrevet. Radon er en radioaktiv luftart, der findes i undergrunden.

Flyveaske der anvendes som tilsætning til beton og opfyldningsmateriale kan afgive ioniserende stråling. Ved anvendelse som opfyldning under bygninger er det for at beskytte mod strålingen krævet i Bygningsreglementet at flyveasken dækkes med mindst 20 cm grus. Der findes ikke andre væsentlige kilder til ioniserende stråling i indeklimaet.

Ikke ioniserende stråling omfatter elektromagnetisk stråling i spektret fra ultraviolet lys over synligt lys, infrarødt lys (varmestråling), radarstråling, elektromagnetisk stråling fra mikrobølgeovne og sendemaster til stråling fra elnettet.

Ultraviolet stråling har også alvorlige sundhedseffekter for den danske befolkning i form af forøget risiko for hudkræft. Den dominerende eksponering foregår dog udendørs ved solbadning. Der har i de senere år været et tiltagende fokus på, om eksponering i solarier kan øge forekomsten af hudkræft, og sundhedsmyndighederne har derfor anbefalet at børn og unge undgår denne eksponering, samtidig med at den voksne befolkning er rådgivet om begrænset anvendelse af denne UV kilde.

Kilder til øvrige former for ikke ioniserende stråling kan også give hud eller øjenskader ved meget kraftige påvirkninger. Sådanne kilder forekommer dog ikke i boliger, skoler, institutioner eller kontorer uden at være tilstrækkeligt afskærmede. Laserlyslamper og mikrobølgeovne kan indeholde kraftige strålingskilder, der kan give skader, hvis deres afskærmning er defekt eller sat ud af funktion.

Der er fremsat ønsker, om nye undersøgelser af om strålingen fra elnettet, elektriske apparater, sendemaster og mobiltelefoner kan give sundhedsskader ved normal udsættelse uden døre og i indeklimaet. Hidtidige og ofte veldokumenterede undersøgelser har dog ikke kunne påvise sådanne sammenhænge. Staten har i 2004 og 2005 afsat i alt 30 millioner kroner til et særligt forskningsprogram under det strategiske forskningsråd, der skal belyse sundhedseffekter efter eksponering for elektromagnetiske felter i det radiofrekvente område, som dækker mobiltelefoner og den tilhørende teknologi. Programmet har særligt fokus på børn og unge.

Alle er udsat for ikke ioniserende stråling, og der er betydelige forskelle mellem forskellige befolkningsgruppers udsættelse. Dette taler for at eventuelle sundhedseffekter allerede skulle være blevet påvist i tidligere undersøgelser. Men på den anden side er befolkningens eksponering for elektromagnetisk stråling fra elforbrugende apparater og mobiltelefoner stærkt stigende, og visse sjældne effekter kan være overset i tidligere undersøgelser. Man må i den forbindelse skelne mellem kilder, der er ekstremt lavfrekvente (50 hz), der omfatter lysnettet og tilsluttede maskiner, og kilder, der er højfrekvente som mobiltelefoner, der opererer i megahertz området. Den påvirkning der sker, er væsensforskellig i de to frekvensområder.

I forbindelse med elektriske felter fra overflader med høj spænding kan der forekomme forøget udfældning af partikler og støv, på grund af at mange støvpartikler har små elektriske ladninger, der tiltrækkes eller frastødes i feltet. For eksempel kan ældre computer- og fjernsynsskærme have høje spændingsniveauer. Det medfører forøget tilsmudsning af skærmene, og ved langvarigt arbejde eller ophold tæt på dem kan den tilsvarende tilsmudsning af hud og særlig øjne give gener.

Statisk elektricitet opstår ved gnidning af gode isolatorer mod hinanden. Dette fænomen kan give gener i forbindelse med at menneskers fodtøj gnider mod gulvbelægningen. De elektriske stød, som derved opladede mennesker får ved berøring af ledende overflader med et andet spændingspotentiale, kan virke forskrækkende og smertefuldt. Fænomenet er særligt udbredt ved lav luftfugtighed. Det kan mest hensigtsmæssigt undgås ved antistatisk behandling af gulvene. Befugtning af indeluften kan give anledning til en række mere alvorlige problemer, og denne praksis må derfor frarådes.

Arbejdstilsynet tager udgangspunkt i retningslinierne fra ”International Commission on Non-Ionizing Radiation Protection” i forbindelse med bedømmelse af sundhedfarer ved elektriske, magnetiske og elektromagnetiske felter (ICNIRP 1998).

2.8 Lys

For at opnå et godt belysningsmiljø er der en række faktorer, der kræver særlig opmærksomhed:

• Luminansfordeling
• Belysningsstyrke
• Blænding og reflekser
• Lysretning
• Lysfarve og farvegengivelse
• Dagslys
• Flimmer og stroboskobeffekt.

Se i øvrigt under afsnit 5.4 Belysning.

2.9 Sammenfatning vedrørende eksponeringer

Fugt i indeluften kan opfugte byggematerialer og medføre nedbrydning af materialerne, vækst af skimmelsvampe og kolonialisering med husstøvmider.

Påvirkningerne med allergener fra pelsdyr og husstøvmider foregår i væsentlig grad inden døre i hjemmet, hvor også allergener fra pollen og skimmelsvampe kan være til stede.

Potentialet for at reducere ventilationsbehov og energiforbrug til ventilation i bygninger, når der anvendes lav-forurenende materialer bør undersøges..

For at kunne foretage en mere målrettet produktudvikling af mere indeklimavenlige, herunder mindre lugtende materialer, er der behov for en bedre forståelse af, hvad det er for lugt-aktive kemiske stoffer, der er ansvarlige for belastningen af indeluften.

I Danmark er der nok et særligt behov for at reducere eller at undersøge behovet for at reducere eksponeringen for partikler, radon, formaldehyd, kvælstofdioksid og benzen inden døre. Derudover er der utilstrækkelig viden særligt om eksponeringen af en række kemiske forbindelser herunder phthalater og PCB’er.

Den daglige eksponering for partikler i indeklimaet overgår med stor sandsynlighed den dosis, vi får gennem udeluften. Der er betydelig usikkerhed om størrelsen og effekterne af partikelkilderne inden døre.

Der er behov for mere viden om helbredseffekter af lave støjniveauer under grænsen for høreskader i hjemmet og på arbejde. På linie hermed er der behov for undersøgelser af om lyskvalitet både om dagen og om natten har betydning for stressrelaterede sundhedseffekter.

2.10 Litteratur

Afshari A., Gunnarsen L., Clausen P.A. and Hansen V. (2004)  Emission of phthalates from PVC and other materials.  Indoor Air.  14, 120-128.

Afshari A. og Ekberg L. E. (2003). Fina och Ultrafina partiklar i inomhusluft: Betydelsen av fùroreningskällor inomhus., Miljø og sundhed. ISMF (Inden-rigs- og Sundhedsministeriets Miljømedicinske Forskningscenter). 23,. 3-8.

Arbejdsministeriet. (2001). Bekendtgørelse nr. 96 af 13. februar 2001: Bekendtgørelse om faste arbejdssteders indretning. København.

Arbejdstilsynet. (1999). Dispensationer og fortolkning af regler inden for faste arbejdssteders indretning ved projekteret byggeri (At-cirkulæreskrivelse nr. 3/1999).

Arbes S.J., Jr., Cohn R.D., Yin M., Muilenberg M.L., Friedman W., Zeldin D..C. (2004). Dog allergen (Can f 1) and cat allergen (Fel d 1) in US homes: results from the National Survey of Lead and Allergens in Housing. J Allergy Clin Immunol; 114(1):111-117.

Atkinson W., Harris J., Mills P., Moffat S., White C., Lynch O. (1999). Domestic aeroallergen exposures among infants in an English town. Eur Respir J. 13(3):583-589.

Berglund B., Brunekreef B., Knùppel H., Lindvall T., Maroni M., Mølhave L., and Skov P. (1991). Effects of Indoor Air Pollution on Human Health. ECA (European Concerted Action "Indoor Air Quality and its Impact on Man"), COST Project 613. Report 10, EU14086 EN ed.Luxembourg: The Commission of the European Communities.

Berg-Munch B., Clausen G. og Fanger P. O. (1986). Ventilation requirements for the control of body odor in spaces occupied by women. Environment International, 12, pp. 195-199.

Boligministeriet. (1995). Bygningsreglement 1995. Boligministeriet, Bygge- og Boligstyrelsen, København.

Clausen P.A., Hansen V., Gunnarsen L., Afshari A. and Wolkoff P. (2004)  Emission of di(2-ethylhexyl)phthalate from PVC into air and dust. Emission and sorption experiments. Environ Sci Technol.  38, 2531-2537.

Dockery D.W., Pope A.C. III, Xu X. (1993). An association between air pollution and mortality in six U.S. cities. N Engl J Med. 329:1753-9.

ECA (European Concerted Action. (1992). "Indoor Air Quality and its Impact on Man"), COST Project 613. "Guidelines for Ventilation Requirements in Buildings", Report No 11, EUR 14449 EN. Luxembourg: Office for Official Publications of the European Community.

ECA-IAQ (European Collaborative Action "Indoor Air Quality and Its Impact on Man"), (1997). ”Evaluation of VOC emissions from building products - solid flooring materials”. Report 18. EUR 17334 EN. Luxembourg: Office for Official Publications of the European Community.

Fahlbusch B., Gehring U., Richter K., Wichmann H.E., Heinrich J. (2002). Predictors of cat allergen (Fel d 1) in house dust of German homes with/without cats. J Investig Allergol Clin Immunol. 12(1):12-20.

Fanger P. O. og Berg-Munch B. (1983). Ventilation and body odour. Proc. Of An Engineering Foundation Conference on Management of Atmospheres in Tightly Enclosed Spaces. ASHRAE, Atlanta, pp. 45-50.

Flannigan B. og Miller J. D. (1994). Health implications of fungi in indoor environments - an overview, pp 3-28 In: Air quality monographs, Volume 2, Health implications of fungi in indoor environments, Elsevier.

Friedrich C., Helm D., Becker K., Hoffmann K., Krause C., Nùllke P., Seiwert M. og Seifert B. (2001).

Umwelt-Survey 1990/92, Band VI: Hausstaub - Deskription der Spurenelement- und Biozidgehalte im Hausstaub in der Bundesrepublik Deutschland. WaBoLu-Hefte Nr. 01/2001. Umweltbundesamt, Tyskland. http://www.umweltbundesamt.de/uba-info-medien/dateien/1998.htm

Glass, D.C. & J.E. Singer. (1972). Urban stress: Experiments on noise and social stressors. Academic Press.

Gravesen S., Nielsen P. A., Valbjørn O. (2002). Skimmelsvampe i bygninger. By og Byg Resultater 020, Statens Byggeforskningsinstitut.

Gunnarsen L. (2001).Fugt, ventilation, skimmelsvampe og husstøvmider - En tværsnitsundersøgelse i lejligheder, By og Byg Resultater 009, Statens Byggeforskningsinstitut.

Hedge, A. (1989). Environmental Conditions and Health in Offices. International Reviews of Ergonomics, Vol. 2, pp. 87-110.

Holland W., S. Hajat, and A. Haines (2002). Cold temperature and consultations for respiratory and cardiovascular disease Int. J. Epidemiol. 31(6): 1272 – 1274.

Holmquist L., Vesterberg O. (1999). Quantification of birch and grass pollen allergens in indoor air. Indoor Air. 9(2):85-91.

ICNIRP (1998). Guidelines for limiting exposure to time-varying electric, magnetic, and electromagnetic fields (up to 300 ghz), Volume 74, Number 4, Health Physics

Iversen M., Korsgaard J., Hallas T., Dahl R. (1990). Mite allergy and exposure to storage mites and house dust mites in farmers. Clin Exp Allergy. 20(2):211-219.

Jensen K. A., Kofoed-Sørensen V. og Clausen P. A. (2005). The indoor and outdoor concentrations of particulate airpollution and PAHs in different size fractions and assessment of exposure and health impacts in the Copenhagen population, Environmental Project No. 1003, Miljøstyrelsen.

Keiding L., Gunnarsen L., Rosdahl N., Machon M., Møller R., Valbjørn O. (2003). Miljøfaktorer i danskernes hverdag – med særligt fokus på boligmiljø. Statens Institut for Folkesundhed i samarbejde med Statens Byggeforskningsinstitut. København.

Knudsen, H.N., Nielsen, P.A., Clausen, P.A., Wilkins, C.K. and Wolkoff, P. (2003) "Sensory evaluation of emissions from selected building products exposed to ozone", Indoor Air, 13, 223-231.

Knudsen, H. N., Valbjørn, O., and Nielsen, P. A. (1998). Determination of exposure-response relationships for emissions from building products. Indoor Air. Vol. 8(4), pp 264-275.

Knudsen, H. N., Clausen, P. A., Shibuya, H., Wilkins, K., & Wolkoff, P. (2004). Indeklimavurdering af linolieholdige byggemateri-aler (By og Byg Dokumentation 054). Hørsholm: Statens Bygge-forskningsinstitut.

Korsgaard J. (1998). Epidemiology of house-dust mites. Allergy. 53(48 Suppl):36-40.

Kotzias D., Koistinen K., Kephalopoulos S., Schlitt C., Carrer .P, Maroni M., Jantunen M., Cochet C., Kirchner S., Lindvall T., McLaughlin J., Mølhave L., Fernandes E.O., Seifert B. (2004) The INDEX project, Final report, Chritical appraisal of the setting and implementation of indoor exposure limits in the EU. Joint Research Centre, Ispra, Italy.

Larson T. (2004). Nogra inomhusväxters fùrmåga att påverka luftkvaliteten. Afhandling. Chalmers Tekniska Hùgskola.

Linneberg A., Nielsen N. H., Madsen F., Frølund L., Dirksen A. og Jørgensen T. (2000). Increasing prevalence of specific IgE to aeroallergens in an adult population: Two cross-sectional surveys 8 years apart. The Copenhagen allergy study, J Allergy Clin Immunol, V106 (2) pp 247-252.

Loft S., Raaschou-Nielsen O., Hertel O. og Palmgren F. (2003). Sundhedmæssige effekter af partikulær luftforurening. miljø og sundhed supplement nr. 2: Helbredseffekter af luftforurening. ISMF (Indenrigs- og Sundhedsministeriets Miljø-medicinske Forskningscenter). s. 13-19.

Long C. M. ; Suh H. H.; Koutrakis P. (2000). Characterization of indoor particle sources using continuously mass and size monitors. Journal of the Air & Waste Management Association 50, 1236-1250.

Marshall, J.D., Riley, W.J., McKone, T.E., Nazaroff, W.W. (2003). Intake fraction of primary pollutants: Motor vehicle emissions in the South Coast air basin. Atmospheric Environment 37, 3455-3468.

Monn C.; Fuchs A.; Hoegger D.; Junker M.; Kogelschatz D.; Roth N.; Wanner H. U. (1997). Particulate matter less than 10 µm (PM ₁₀) and fine Particles less than 2.5 µm (PM _2.5): Relationships between indoor, outdoor and peronal concentrations. Science of the Total Environment 208, 15-21.

Morawska L.; He C.; Hitchins J.; Gilbert D.; Parappukkaran S.; Mangersen K. (2003) Characterization of particle number and mass concentration in residential houses in Brisbane, Australia, Atmospheric Environment in press.

Mosbech H. (1999a). Allergy to dust mites. Ugeskr Laeger. 161(4):414-418.

Mosbech H., Veggerby C., Steensen M., Poulsen L.K., Johnsen C.R., Heinig J.H. (1999b). House dust mite allergens and mite allergy in Copenhagen dwellings. A cross-sectional study. Ugeskr Laeger. 161(4):419-423.

Mosbech H., Jensen A., Heinig J.H., Schou C. (1991). House dust mite allergens on different types of mattresses. Clin Exp Allergy. 21(3):351-355.

Nielsen P. A., Wolkoff P. (1993). Indeklimamærkning af byggevarer. SBI-rapport 232. Statens Byggeforskningsinstitut.

Palmgren, F., Wåhlin, P. & Loft, S. (2003): Luftforurening med partikler i København. Danmarks Miljøundersøgelser. - Faglig rapport fra DMU 433: 77 s.

Parvaneh S., Kronqvist M., Johansson E., Hage-Hamsten M. (1999). Exposure to an abundance of cat (Fel d 1) and dog (Can f 1) allergens in Swedish farming households. Allergy. 54(3):229-234.

Pope C.A. III, Thun M.J., Namboodiri M.M. (1995) Particulate air pollution as a predictor of mortality in a prospective study of U.S. adults. Am J Respir Crit Care Med. 151:669-74.

Pope C.A. III, Burnette R.T., Thun M.J., Calle E.E., Krewski D., Ito K.., Thurston G.D. (2002). Lung cancer, cardiopulmonary mortality and long-term exposure to fine particulate air pollution. JAMA. 287: 1132:41.

Raaschou-Nielsen O., Palmgren F., Solvang Jensen S., Wåhlin P., Berkowicz R., Hertel O., Vrang M-L., Loft S. (2002). Helbredseffekter af partikulær luftforure-ning i Danmark – et forsøg på kvantificering. Ugeskr Laeger. 34:3959-63.

Schneider, T., Sundell, J., Bischof, W., Bohgard, M., Cherrie, J.W., Clausen, P.A., Dreborg, S., Kildesøl, J., Kjærgaard, S.K., Løvik, M., Pasanen, P., Skyberg, K., (2002). "Europart", airborne particles in the indoor environment. A European interdisciplinary review of scientific evidence on associations between exposure to particles in buildings and health effects. Proc. of Indoor Air 2002, Monterey, Vol. 5, pp. 52-57.

Skov P., Valbjørn O., Gyntelberg F. og DISG. (1989). Rådhusundersøgelsen - Indeklima i kontorer. Arbejdsmiljøfondet.

Sidenius K. House dust mites and their allergens – cross-reactivity and relation to selected environmental variables. Ph.d.-afhandling ved Kbh Universitet 2002.

Svanes C., Heinrich J., Jarvis D., Chinn S., Omenaas E., Gulsvik A. (2003). Pet-keeping in childhood and adult asthma and hay fever: European community respiratory health survey. J Allergy Clin Immunol. 112(2):289-300.

Swedish Chemicals Inspectorate (KemI) and the Swedish EPA. (2004). Perfluorooctane sulfonate (PFOS), Dossier prepared in support for a nomination of PFOS to the UN-ECE LRTAP Protocol and the Stockholm Convention. http://www.unece.org/env/popsxg/docs/2004/
Sweden_PFOS_dossier_Aug_2004.pdf

Wargocki, P., Sundell, J., Bischof, W., Brundrett, G., Fanger, P.O., Gyntelberg, F., Hanssen, S.O., Harrison, P., Pickering, A., Seppänen, O., Wouters, P. (2002). ”Ventilation and health in non-industrial indoor environments: report from a European Multidisciplinary Scientific Consensus Meeting (EUROVEN). Indoor Air, 12, 113-128.

Wargocki, P., Lagercrantz, L., Witterseh, T., Sundell, J., Wyon, D.P., Fanger, P.O. (2002). Subjective perceptions, symptom intensity and performance: a comparison of two independent studies, both changing similarly the pollution load in an office. Indoor Air, 12, 74-80.

Warner A.M., Bjorksten B., Munir A.K., Moller C., Schou C., Kjellman N.I. (1996). Childhood asthma and exposure to indoor allergens: low mite levels are associated with sensitivity. Pediatr Allergy Immunol. 7(2):61-67.

WHO (World Health Organization). (1988). Indoor Air Quality: biological contaminants. Report on a WHO meeting, Rautavaara,. WHO Regional Publications, European Series No. 31

WHO (World Health Organization). (1985). Environmental Health No. 4: Reference Method for Measuring Airborne Man-Made Mineral Fibres. WHO´s Regional Office for Europe, Copenhagen.

WHO (World Health Organization). (1989). Indoor Air Quality: Organic Pollutants. EURO Reports and Studies No. 111, Copenhagen: World Health Organization.

WHO (World Health Organization). (2000). Air Quality Guidelines for Europe, European Series, No. 91, Second Edition, World Health Organization, Regional Office for Europe, Copenhagen

WHO (World Health Organization). (2005).  Air Quality Guidelines, global update – Report on a working group meeting, Bonn, Germany October 2005, World Health Organization

Wolkoff, P., Clausen, P.A. and Nielsen, G.D.(1998). Flygtige organiske forbindelser - VOC'er i indeklimaet (Dokumentation 2).

Øie L., Lars-Georg Hersoug og J.Ø. Madsen. (1997). Residential exposure to plasticizers and its possible role in the pathogenesis of astma, Environ Health Perspective, V 105 pp 972-978.

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

Version 1.0 August 2006, © Miljøstyrelsen.