Vurdering af partikler i udeluft

Vurderet af:

Miljø- og Energiministeriets og Sundhedsstyrelsens arbejdsgruppe for udendørs luftforurening
Status pr. august, 2000.

(Download i pdf- format )

1. Baggrund for vurderingen

2. Befolkningens eksponering
2.1 Kilder i Danmark
2.2 Niveauer
2.3 Eksponering

3. Sundhedsmæssige effekter
3.1 Toksikokinetik og virkningsmekanisme
3.2 Dyreforsøg
3.3 Epidemiologiske undersøgelser

4. Risikoanalyse
4.1 Effekter: kvalitativt og kvantitativt
4.2 Risikogrupper
4.3 Grænseværdier, information og varsling

5. Referencer

Forord

I 1998 tog Sundhedsstyrelsen initiativ til at nedsætte en fælles arbejdsgruppe for Miljø- og Energiministeriet og Sundhedsstyrelsen med henblik på at foretage vurderinger af de sundhedsmæssige aspekter i forbindelse med udendørs luftforurening, samt løbende at vurdere betydningen af nye EU-grænseværdier på området. I forbindelse med gruppens arbejde og som resultat af gruppens diskussioner udarbejdes der for de enkelte luftforureningskomponenter kortfattede monografier, der sammenfatter gruppens holdning med hensyn til sundhedsmæssige aspekter og relevansen af en eventuel varsling og alarmering af befolkningen ved forhøjede niveauer.

Gruppen er pr. november, 2000 sammensat af følgende personer:
Læge Jette Blands, Sundhedsstyrelsen
Cand. pharm. Poul Bo Larsen, Miljøstyrelsen (formand)
Afdelingslæge Elle Laursen, Sundhedsstyrelsen
Seniorforsker Finn Palmgren, Danmarks Miljøundersøgelser
Konsulent Per Balleby Suhr, Miljøstyrelsen
Cand. scient. Ulrik Torp, Miljøstyrelsen
Lektor, læge Torben Sigsgaard, Århus Universitet
Overlæge dr. med. Ebbe Taudorf, Århus Kommunehospital

Partikler

1 . Baggrund for vurderingen

Luftens indhold af partikler vurderes i stigende grad at være årsag til betydelig sygelighed og dødelighed, idet partikler antagelig er de mest sundhedsskadelige af luftens forurenende stoffer, især for de fine og ultrafine partiklers vedkommende.

I Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 836 af 10.12.1986 om grænseværdier for luftens indhold af svovldioxid og svævestøv (som stadig er gældende) er for Danmark fastsat en grænseværdi for partikler som TSP (Total Suspended Particles) på 300 µg/m 3 med en midlingstid på 24 timer (95-percentil af alle døgnmiddelværdierne målt i løbet af et år) og 150 µg/m 3 som årsgennemsnit (aritmetisk gennemsnit af døgnmiddelværdierne målt i løbet af et år) (Miljøministeriet 1986).

EU har i "Rådets direktiv 1999/30/EF af 22. april 1999 om luftkvalitetsgrænseværdier for svovldioxid, nitrogendioxid og nitrogendioxider, partikler og bly i luften" fastsat grænseværdier for partikler (PM 10 ). Per 1.1.2005 må døgngrænseværdien på 50 µg/m 3 ikke overskrides mere end 35 gange per år og per 1.1.2010 ikke mere end 7 gange per år. Per 1.1.2005 skal en årsgrænseværdi på 40 µg/m 3 overholdes; denne grænse nedsættes til 20 µg/m 3 per 1.1.2010. Direktivet, som er et minimumsdirektiv, skal være implementeret i Danmark senest den 19.7.2001 (EU 1999).

WHO har ikke fastsat en grænseværdi for partikler, fordi der ikke har kunnet påvises en nedre grænse for opståen af sundhedsskadelige effekter (WHO 1999).

2 . Befolkningens eksponerin

(Larsen et al. 1997; Palmgren et al. 1997; Whitby og Sverdrup 1980)

2.1 Kilder i Danmark

Partikler (aerosol, svævestøv) er faste eller flydende stoffer, som findes svævende i luften. Formen og størrelsen afhænger af partiklernes oprindelse og kemiske/fysiske omdannelser i atmosfæren. Partikler findes i forskellige fysiske former fra kugler, fx vand- eller oliedråber, til tynde nåle, fx asbestfibre. Størrelsen varierer fra få nanometer (nm) i diameter til få hundrede mikrometer (µm). Efter størrelse inddeler man partikler i 3 grupper:

Partikelbenævnelse

Størrelse (diameter) i mikrometer (µm)

Grove partikler

> 2,5

Fine partikler

0,1 – 2,5

Ultrafine partikler

< 0,1

En skematisk oversigt over partikler, deres oprindelse og omdannelse findes i figur 1.

Figur 1. Skematisk tegning, som viser de tre typiske toppe i størrelsesfordelinger af partikler i byluft. Der er vist kilder til de tre toppe, de væsentligste processer og overførsel mellem toppe (modificeret efter Whitby og Sverdrup 1980). Den lodrette skala er arbitrær for at kunne vise alle tre toppe. Hvis lodret akse havde været massen, havde de ultrafine partikler ikke kunnet ses. Hvis den lodrette akse havde været antallet af partikler, ville de grove partikler ikke have kunnet ses.

Figur 1. Skematisk tegning, som viser de tre typiske toppe i størrelsesfordelinger af partikler i byluft.


De mindste partikler (ultrafine partikler) i området ca. 10-100 nm dannes fra dampfase ved høj temperatur, fx i forbrændingsmotorer, kraftværkskedler eller industrielle processer. De dannes typisk ved kondensation, når temperaturen falder ved transport gennem udstødningsrør eller røgkanal, og vokser hurtigt fra nogle få molekyler til partikler i størrelsen 10-100 nm. Ultrafine partikler kan desuden dannes ved kemiske reaktioner mellem gasformige stoffer, under dannelse af faste eller flydende stoffer, fx fotokemisk smog ved reaktioner mellem kvælstofoxider og flygtige organiske stoffer under påvirkning af sollys. Den væsentligste kilde til ultrafine partikler er trafik, især dieselmotorer.

De fine partikler er et resultat af en række kemiske/fysiske omdannelser, dvs. de er ældre end de ultrafine partikler. En del af de fine partikler er dannet som følge af koagulation mellem ultrafine partikler indbyrdes eller mellem fine og ultrafine partikler. Denne proces tager en vis tid, som bl.a. betyder, at ultrafine partikler fra biler normal ikke når at koagulere, mens de findes i gaden, hvor opholdstiden kun er nogle få minutter. Andre typer af fine partikler dannes over lang tid i atmosfæren ved, at de indgår i de kemiske processer i skyer eller vokser til en vis størrelse ved kemiske processer mellem partikler og gasser. De fine partikler kan holdes svævende i mange døgn og dermed transporteres over adskillige tusinde kilometer. Efterhånden som partiklerne vokser, øges deres depositionshastighed, og de afsættes på overflader (jord, vand, vegetation m.v.); bl.a. derfor forekommer partikler, som er dannet ved ovennævnte processer, kun i mindre omfang i størrelser over nogle få m m. De væsentligste kilder til fine partikler er afbrænding af svovlholdigt brændsel samt alle forbrændingsprocesser, der giver anledning til dannelse af kvælstofoxider, dvs. trafik, kraftværker, opvarmning m.v.

Grove partikler dannes typisk ved forskellige mekaniske processer, fx jord- og vejstøv ophvirvlet af vinden, havsprøjt (som tørrer ud til saltpartikler), vulkaner, vegetation (pollen), dæk- og kørebaneslid, trafikskabt turbulens i gader, byggeri og industrielle aktiviteter. Disse partikler har en væsentlig kortere levetid, idet de afsættes på overflader ved sedimentation. Desuden undergår de kun i begrænset omfang i kemiske/fysiske omdannelser.

De tre hovedgrupper af partikler adskiller sig udover størrelse også i kemisk sammensætning på grund af deres forhistorie. De ultrafine partikler består for det meste af organiske, hydrofobiske stoffer, fx kulstof, oildråber, komplekse organiske forbindelser (PAH) eller oxiderede organiske stoffer. De fine partikler består for det meste af hygroskopiske, uorganiske salte, fx sulfater, nitrater eller klorider. De grove partikler kan bestå af alle mulige stoffer afhængigt af deres oprindelse. Der er naturligvis en vis overlapning mellem ovennævnte størrelsesfordelinger af partikler, således at man kan finde de pågældende stoffer i alle typer af partikler.

Figur 1 viser en meget skematisk fordeling af partiklerne, bl.a. med en arbitrær lodret akse. Såfremt massen af partiklerne blev anvendt som lodret akse, ville de ultrafine partikler stort set forsvinde i figuren, fordi de kun udgør en meget lille del af den samlede masse. Hvis man derimod anvendte antal som lodret akse, ville de grove partikler stort set forsvinde fra figuren. Man kan groft taget sige, at 1 partikel med en diameter på 10 µm vejer lige så meget som 1 milliard partikler på 10 nm. Typisk udgør den fine fraktion omkring 1/3 af massen af den totale partikelmasse i byluft.

Man har hidtil målt partikelkoncentrationen i luft som massen i m g per kubikmeter luft, idet man dog har skelnet mellem TSP (Total Suspended Particulate), der er alle partikler op til 30-100 m m, og PM 10 og PM 2,5 (Particulate Matter), der er massen af partikler mindre end henholdsvis 10 og 2,5 m m. PM 2,5 svarer stort set til den fine fraktion og den ultrafine fraktion, mens PM 10 skærer midt i den grove fraktion og derfor er meget afhængig af fordelingen. Det overvejes, bl.a. i EU og i USA, også at arbejde med PM 1 eller endnu mindre, når der foreligger flere data og mere viden om disse partikler.

De ultrafine partikler betyder ikke så meget for massen og måles derfor ikke ved de traditionelle metoder. Hertil kræves helt andre metoder, fx baseret på tællinger af partiklerne fraktioneret efter mobilitet.

I mange år, især tilbage i tiden, har man målt sod (black smoke eller soot). Det sker ved, at man opsamler partikler på et hvidt filter og derefter måler sværtningsgraden. Sod er stort set et mål for støvets indhold af kulstof og dermed en relativ god indikator for uforbrændt brændsel.

2.2 Niveauer

I danske byer og i de fleste andre lande har man stort set kun målt TSP og tilbage i tiden sod. Tidlige målinger viste, at sodniveauet toppede i begyndelsen af 1970’erne og er faldet drastisk siden, således at sodniveauet i dag er ca. 25% af niveauet i 1973. Dette skyldes især bedre forbrændingsteknik i såvel fyringsanlæg som i bilmotorer. I de senere år har dette niveau ligget ret fast, men med en svagt faldende tendens.

TSP har, som det ses på figur 2, været ret konstant, siden målingerne startede omkring 1982, men med en svagt faldende tendens siden slutningen af 1980’erne. En væsentlig årsag til, at niveauet har været relativt konstant er, at bidraget fra naturlige kilder (jordstøv) og ophvirvlet støv fra veje og arealer er helt dominerende. Det beskedne fald kan skyldes, at bidraget fra trafikken, der har været faldende, trods alt bidrager lidt til TSP. Undersøgelser viser dog, at korrelationen mellem trafikken og TSP/PM 10 er ret beskeden eller ikke eksisterende, såvel i Danmark som i øvrige europæiske byer.

TSP-niveauet, målt i danske byer, ligger langt under eksisterende EU og danske grænseværdier. De nye EU grænseværdier angivet som PM 10 er dog langt strengere, og omregnes det nuværende niveau for TSP til PM 10 (PM 10 er erfaringsmæssigt 55-65%af TSP), ligger niveauet tæt på eller over de kommende EU-grænseværdier (se tabel 1).

Figur 2. Udviklingstendenser for årsmiddelværdier og 95-percentiler for TSP i danske byer og regional baggrund. Kilde: Kemp og Palmgren 1999.

Figur 2. Udviklingstendenser for årsmiddelværdier og 95-percnentiler for TSP i danske byer og regional baggrund.

Tabel 1. Resumé af måleresultater for TSP fra 1998 fra det Landsdækkende Luftkvalitetsmåleprogram

TSP (µg/m 3 )
(årsværdier beregnet på grundlag af døgngennemsnit)

Gennemsnit

95-perc.

Max.

Trafikstation:

København/1257

46

89

346

Odense/9155

46

95

243

Odense/9154

39

76

125

Aalborg/8151

51

102

166

Landdistrikt:

Lille Valby/2090

22

47

91

Grænseværdi

150 1

300 1

-

Nye EU grænseværdier 2005

40 (PM 10 ) 2

50 (PM 10 , 35 gange pr. år)

Nye EU grænseværdier 2010

20 (PM 10 ) 3

50 (PM 10 , 7 gange pr. år)

1 : Se side 1
2 : Svarer til 66 TSP ved en omregningsfaktor på 60% (se tekst ovenfor)
3 : Svarer til 33 TSP ved en omregningsfaktor på 60% (se tekst ovenfor)

Som nævnt forekommer de ultrafine partikler i store koncentrationer tæt ved kilden, og da den væsentligste kilde i Danmark er biler, især dieseldrevne biler, finder vi de højeste koncentration i stærkt trafikerede gader. Ligesom gasser, der emitteres fra biler, fortyndes hurtigt under transport bort fra gade, vil også ultrafine partikler hurtigt fortyndes med en faktor 6-10 fra forsiden af en husrække i en gadeslugt til bagsiden af husrækken. Også langs åbne gader og veje vil der ske en kraftig fortynding med afstanden, således at koncentrationen er faldet med en faktor 10 indenfor nogle få hundrede meter.

For fine ("gamle") partikler vil man derimod kun se små forskelle fra gade til bagside af husrækker.

Den indendørs koncentration af de fine og ultrafine partikler vil som udgangspunkt svare til den udendørs koncentration. Derudover bidrager rygning markant til forhøjede koncentrationer af fine partikler indendørs (Frøsig og Moseholm, 1996).

En væsentlig del af trafikkens bidrag til partikelforureningen var tidligere bly, som blev tilsat benzinen for at forhøje oktantallet. Niveauet lå i begyndelsen af 1980’erne tæt på EU-grænseværdier og langt over den kommende EU-grænseværdi på 0,5 µg/m 3 bly. Da der i dag ikke er bly i benzin produceret eller solgt i Danmark, er niveauet nu langt under dette niveau og tæt på det nordeuropæiske baggrundsniveau.

Partikelniveauet indendørs vil afhænge meget af bygningernes ventilationsforhold, partikelstørrelse m.v., hvorfor det er vanskeligt at sætte tal på partikelforureningen indendørs, som i øvrigt også afhænger af indendørs kilder, især tobaksrygning, stearinlys og brændeovne.

Generelt er det meget vanskeligt at sammenligne data fra forskellige lande på grund af forskellige måleteknikker; dette vil der dog blive rådet bod på i forbindelse med det nye EU-direktiv.

2.3 Eksponering

Partikler spredes og omdannes forskelligt bestemt af størrelsen og deres kemiske sammensætning. Nye studier viser, at de ultrafine partikler, der emitteres fra trafikken, stort set ikke omdannes i den tid, de findes tæt på kilden (i gaderummet). Desuden spredes de - på grund af den lille masse - stort set som gasser. Dvs. at partikler, der emitteres fra biler, spredes som fx CO og NO x . Det er derfor muligt at beregne deres forekomst i gader ved hjælp af veldokumenterede luftkvalitetsmodeller, hvis emissionen kendes. Sidstnævnte er imidlertid p.t. dårligt bestemt. Dette er derfor et oplagt område for nye undersøgelser, både nationalt og internationalt. Man vil finde de højeste niveauer tæt på trafikken, og der vil være en tæt sammenhæng mellem trafik, meteorologi og antallet af ultrafine partikler.

De fine partikler er typisk "gamle" partikler. Derfor bliver de transporteret over store afstande, dvs. fordelingen over et byområde er relativt homogen. Imidlertid finder man en vis korrelation mellem trafikken og PM 2,5 , hvilket i det væsentlige skyldes "haler" fra fordelingerne af ultrafine partikler og grove partikler.

De grove partikler, som er tæt relateret til TSP eller PM 10 , findes altid relativt tæt på kilden. Derfor vil deres forekomst afhænge af afstand til kilden, veje, bare jordarealer, byggeri og lignende. Den vil desuden afhænge af, hvor meget det blæser, og hvor tørt det er.

Undersøgelser gennemført for nylig i København viser, at der er en klar sammenhæng mellem antallet af ultrafine partikler og trafikken. Undersøgelser i det tidligere Østtyskland har endvidere vist, at forekomsten af fine partikler har været stigende, selv om PM 10 /PM 2,5 har været faldende; det skyldes angiveligt, at nyere vesteuropæiske biler emitterer relativt flere ultrafine partikler. Der er derfor god grund til at undersøge forekomsten og kilderne til disse fine og ultrafine partikler.

Personlig eksponering
Befolkningens eksponering med luftforurening afhænger af forureningsniveauet de steder, man færdes, dvs. at for at vurdere eksponeringen er det nødvendigt at kende forureningen de steder, hvor den enkelte person befinder sig i løbet af dagen. Man må altså kombinere data om forureningen, hvor personen færdes, med den tid, den pågældende befinder sig de forskellige steder (tids-aktivitetsmønster). Det er, af økonomiske årsager, kun muligt at måle nogle få steder, hvilket sker i det landsdækkende LuftkvalitetsMåleProgram (LMP III). Målestrategien er at måle på veldefinerede mikromiljøer (gader, bybaggrund m.v.) og ved hjælp af luftkvalitetsmodeller generalisere dette til hele byen. Ved at kombinere disse beregninger med modeller for tids-/aktivitetsmønster er det muligt både at bestemme eksponeringen over lang tid og kortvarige spidsbelastninger.

For så vidt angår partikler er der imidlertid p.t. utilstrækkelig viden om emissionen af partikler og deres størrelsesfordeling. Det er derfor ikke i dag muligt at bestemme eksponeringen tilstrækkeligt godt til detaljeret at vurdere omfanget af partiklernes skadevirkninger i befolkningen.

Personer, der i høj grad udsættes for udstødningsgasser, fx chauffører, cykelbude, gadehandlere og andre, der opholder sig i miljøer med tæt trafik, må dog betragtes som personer, der er særligt udsatte for partikler, herunder personer, der som følge af et højt aktivitetsniveau har en øget vejrtrækning ( fx kondiløbere og legende børn).

3 . Sundhedsmæssige effekter

3.1 Toksikokinetik og virkningsmekanisme

Ved indånding af partikler vil partikler med diameter over 10 m m hovedsageligt aflejres i de øvre luftveje, hvor partiklerne hurtigt elimineres, idet de synkes med spyt og slim eller fjernes ved hosten/nysen (Miljøstyrelsen 1997).

Partikler under 10 m m deponeres længere nede i luftvejenes bronkier og bronkioler, hvorfra de ligeledes elimineres relativt hurtigt (inden for 1-2 døgn), idet partiklerne transporteres op til svælget med slimlaget som følge af ciliernes børstebevægelser. Partikler, der er mindre end ca. 5 m m i diameter, kan aflejres i de yderste lungeforgreninger. Partikler aflejret i alveoler medfører tilstrømning af makrofager, der indeslutter partiklerne, hvorefter elimineringen foregår ved nedbrydning af partiklerne eller ved vandring af makrofagerne op til områder i luftvejene med mukociliær transport. Eliminationen fra alveolerne er en langsom proces, og halveringstiden måles i uger og i visse tilfælde år. Ultrafine partikler (under 100 nm i diameter) kan ved deponeringen i alveolerne pga. deres ringe størrelse trænge ind i vævet og herfra optages i blodbanen (Miljøstyrelsen 1997).

Ved indånding gennem munden og ved dybe indåndinger (fx ved fysisk aktivitet) forskydes deponeringsmønsteret, idet større partikler da kan nå længere ud i lungernes forgreninger, inden de deponeres (Miljøstyrelsen 1997).

Kliniske forsøg har vist, at personer med obstruktive lungelidelser aflejrer en større andel af partikler i luftvejene end raske personer, hvilket sandsynligvis skyldes ændret luftgennemstrømning og forsnævrede luftvejene (Bennett et al. 1997). Hos børn er det vist, at indånding af partikler medfører en større deponering af partikler per lungeoverflade-enhed end hos voksne (Bennett et al. 1998)

Partikler kan, idet de aflejres i forskellige regioner af luftvejene, medføre en forholdsvis høj lokal eksponering for de stoffer, der frigives fra partiklerne. Denne carrier-effekt for fx PAH-stoffer hæftet til partiklerne formodes at have betydning for omfanget af PAH-stoffernes kræftfremkaldende effekt. Det er dog vanskeligt at adskille effekterne, således at man kan sige, hvilken andel af de skadelige effekter der kan tilskrives partiklerne i sig selv (partikeleffekten), og hvilken andel der kan tilskrives de sundhedsskadelige komponenter koblet til partiklerne (Camner 1997; Miljøstyrelsen 1997).

3.2 Dyreforsøg

Det har været meget omdiskuteret, hvad der kan være årsag til og den bagvedliggende mekanisme ved partiklernes sundhedsskadelige effekter. De seneste års forskning har medvirket til at øge viden på området, selvom mekanismerne langt fra kan betegnes som afklarede. I det efterfølgende omtales kort nogle af de mere lovende hypoteser, der er fremsat, og som synes at sandsynliggøre en række af de effekter, der er fundet i befolkningsundersøgelserne

Flere dyreeksperimentelle undersøgelser har vist, at dyr udsat for ultrafine partikler, dvs. partikler mindre end 100 nm, udviser alvorlige toksiske symptomer. Undersøgelserne viser, at den kemiske sammensætning er mindre væsentlig for effekterne, idet toksiciteten synes at være knyttet til selve den fysiske tilstand som partikel. Således har ½ times udsættelse for ultrafine partikler med en koncentration i luften på 40-60 µg/m 3 medført dødelige betændelsestilstande i rottelunger. De alvorlige effekter synes at bero på, at de ultrafine partikler kan trænge ind mellem cellerne i lungevævets overfladeepithel og her fremkalde kraftige betændelsesreaktioner (Miljøstyrelsen 1997).

Denne og andre dyreeksperimentelle undersøgelser peger på, at det måske snarere er antallet af partikler per kubikmeter frem for den vægtbaserede koncentration, der har betydning for de toksiske effekter.

I forsøg, hvor dyr udsættes for partikler indsamlet fra byluft, finder man lignende effekter af partikler som observeret i befolkningsundersøgelserne. I et forsøg, hvor rotter med indåndingsluften blev udsat for byluft opkoncentreret 25 gange mht. partikler og andre forureningskomponenter, fandt man øget dødelighed hos to grupper af rotter, der inden forsøget var blevet påført kronisk bronkitis (ved SO 2 -eksponering) og hypertension (ved dosering af monocrotalin). Kontrolrotter, der blev tilsvarende eksponeret samt rotter med fremprovokeret bronkitis og hypertension, der blev eksponeret for koncentreret byluft minus partikler, udviste ingen øget dødelighed i forsøget (Lippmann 1998).

Partiklers evne til at fremkalde betændelsestilstande i lungevævet menes at kunne bidrage til øget dødelighed som følge af blodpropper i hjerte og hjerne. I dyreforsøg har man påvist, at udsættelse for partikler har medført øget aktivering af makrofager i lungerne og ophobning af polymorfkærnede neutrofile leukocytter. Samtidig er registreret øget frigivelse af interleukiner og andre faktorer (bl.a. faktor VII), der har fremmende virkning på blodets koagulation (Donaldson og MacNee 1998).

Visse undersøgelser peger på, at partiklernes indhold af visse metaller fx jern og nikkel har betydning for vævstoksiciteten. Således har en række dyreeksperimentelle undersøgelser fundet øget vævstoksisk effekt med stigende indhold af metaller. Effekterne synes i en vis udstrækning at være medieret af fri radikaldannelse/oxidativt stress i lungevævet (Donaldson og MacNee 1998).

En række dyreeksperimentelle undersøgelser har vist, at udsættelse for dieselpartikler medfører mutagene og kræftfremkaldende effekter. Den mutagene effekt synes især at være knyttet til partiklernes indhold af PAH- og nitro-PAH-stoffer (IARC 1989; Miljøstyrelsen 1997).

3.3 Epidemiologiske undersøgelser

Der er i de senere år fremkommet en lang række befolkningsundersøgelser, der har fundet sammenhæng mellem forureningsepisoder og øget sygelighed og dødelighed. I undersøgelserne har man i relation til de forskellige luftforureningskomponenter i særlig tydelig grad kunne påvise sammenhæng mellem negative helbredseffekter og øget indhold af partikler. Særlig tydelig bliver sammenhængen i visse undersøgelser, hvor man har målt og sammenholdt effekterne til de finere partikelfraktioner PM 2,5 eller mindre.

I undersøgelserne, hvoraf de fleste er amerikanske, har man set på effektparametre som dødelighed, hospitalsindlæggelser, forværrelse af symptomer i forbindelse med luftvejslidelser, anvendelse af astmamedicin, lungefunktion og fravær fra arbejde/skole som følge af sygdom. Det har især har vakt opsigt, at ovennævnte effekter er fundet ved partikelniveauer, der er sædvanlige for vestlige byer i dag, dvs. effekterne er således ikke kun fundet i forbindelse med sværere forureninger, som det er kendt fra tidligere tiders smogepisoder i London, eller de meget høje niveauer, der i dag kan ses i visse udviklingslande.

Effekter efter akut udsættelse
Til anvendelse for myndighedernes vurdering af akutte effekter fra episoder med forøget partikelforurening har WHO (1996) opstillet nedenstående tabel, der angiver stigningen i forekomsten af en række effekter per 10 µg/m 3 stigning i partikelniveauet (PM 10 ):

Tabel 2

Effekt

Procentvis stigning
per 10 µg/m 3 PM 10

dødelighed (af alle årsager)

0,7 %      (1,5% PM 2,5 )

hospitalsindlæggelser,
luftvejssygdomme

0,8 %

hyppigere brug af astmamedicin

3,1 %

hyppigere symptomer med hoste

3,6 %

hyppigere forekomst af
vejrtrækningsbesvær

3,2 %

fald i lungefunktion 0,13 %


Endvidere angiver WHO et estimat over, hvor mange personer i en befolkning på 1 million indbyggere der yderligere påvirkes som følge af en tredages forureningsepisode med et gennemsnitligt PM 10 -niveau på henholdsvis 50 og 100 µg/m 3 :

Tabel 3

Effekt

Antal personer påvirket af tre dage med PM 10 niveau på:

50 µg/m 3

100 µg/m 3

dødelighed (af alle årsager)

4

8

hospitalsindlæggelser pga. luftvejssygdomme

3

6

person-dage med brug af bronchodilaterende medicin

ca. 4900

ca.10.500

person-dage med forværrede
luftvejssymptomer

ca. 5200

ca.11.300


Ovenstående beregninger er baseret på, at gennemsnitsdødeligheden i befolkningen over en tredages periode er på 100, at gennemsnitstallet for indlæggelser pga. luftvejslidelser i en tre-dages periode er på 75 indlæggelser, og at befolkningen omfatter 10.000 astmatikere, der på en given dag anvender bronkodilaterende medicin/ påvirkes med astmasymptomer.

Øget dødelighed er især relateret til øget dødelighed i grupper med hjerte-karsygdomme og luftvejssygdomme.

Resultater fra en tysk undersøgelse indikerer, at øget risiko for blodpropper evt. kan kædes sammen med at man i forbindelse med forhøjede partikelniveauer har fundet forøgelse af blodets viskositet (Donaldson og MacNee 1998).

Øget dødelighed i forbindelse med luftforureningsepisoder er især knyttet til øget dødelighed forårsaget af luftvejslidelser (astma, kronisk bronkitis, luftvejsinfektioner) og hjerte-karsygdomme (blodpropper). Dette er fundet i talrige undersøgelser foretaget i 1990-erne. Den øgede dødelighed er ikke kun set hos den ældre del af befolkningen, men også i andre aldersgrupper, bl.a. hos børn. Det har været diskuteret, hvorvidt øget dødelighed i forbindelse med en forureningsepisode blot har medført en fremskyndelse af dødstidspunktet på forholdsvis få dage hos allerede svækkede og syge personer. Dette kan være tilfældet for en række af dødsfaldene, men det har været anført, at bl.a. dødsfald som følge af blodpropper ofte kan være en alt eller intet effekt, således at hvis en person undgår at få en blodprop på et givent tidspunkt, så kan der gå mange år, førend personen får en blodprop. For kroniske luftvejslidelser gælder, at disse ofte følger et cyklisk forløb med gode og dårlige perioder, hvor netop sammenfaldet mellem dårlige perioder og forhøjet luftforurening kan være afgørende for, at et dødeligt anfald indtræder og dermed medfører en væsentlig livsforkortelse. Dette kan tale for, at den øgede dødelighed i forbindelse med luftforureningsepisoder ikke nødvendigvis "kun" er en fremskyndelse af dødstidspunktet nogle få dage. I hvilken udstrækning partikelforureningen påvirker den generelle sygelighed og dødelighed i befolkningen kan imidlertid bedre belyses ved undersøgelser, hvor man sammenligner befolkninger i områder med forskellige luftforureningsniveauer (se efterfølgende afsnit).

Effekter efter kronisk udsættelse
Der er kun udført meget få undersøgelser til belysning af effekter i forbindelse med kronisk udsættelse for forhøjede partikelniveauer. I disse undersøgelser har man sammenlignet sygelighed/dødelighed i befolkningen i forskellige byområder med forskellige gennemsnitlige partikelniveauer.

I en amerikansk undersøgelse blev en befolkning på 8111 personer fra seks byer fulgt i 14-16 år. Dødeligheden i de forskellige byområder blev sat i relation til niveauerne af en række udvalgte forureningskomponenter. Efter justering for andre faktorer med mulig indflydelse på dødelighed (forskelle i alder- og kønsfordeling, rygning, uddannelsesniveau, erhvervsmæssig eksponering og legemsvægtindex) fandt man statistisk sikker sammenhæng mellem partikelniveau og dødelighed. Den øgede dødelighed var især forbundet med øget dødelighed som følge af lungecancer og øget dødelighed som følge af luftvejs- og hjerte-kredsløbssygdomme Sammenhængen blev tydeligere, jo mindre partikelstørrelse effekterne blev relateret til, dvs. tydeligst sammenhæng blev fundet i forhold til PM 2,5 , dernæst PM 10 og derpå TSP. Niveauerne af andre forureningskomponenter ud over sulfat (der er en del af de fine partikler) udviste ikke samme statistiske sammenhæng med dødelighed. De gennemsnitlige partikelniveauer (årsværdier) for de seks byer lå i intervallet 11-29,6 µg/m 3 PM 2,5 . Per 10 µg/m 3 stigning i PM 2,5 -niveau kunne man observere en øget årlig dødelighed i befolkningen på 14% (Dockery et al. 1993; WHO 1996).

I en anden undersøgelse, hvor 552.000 personer i 151 byområder blev fulgt i syv år, fandt man ligeledes statistisk signifikant sammenhæng mellem partikelniveauer og dødelighed. I denne undersøgelse korrigerede man også for andre medvirkende faktorer, idet man fra spørgeskema havde oplysninger om personernes alder, køn, race, ryge- og alkoholvaner, højde og vægt, erhvervsmæssig eksponering og uddannelse. I undersøgelsen lå årsmiddelværdierne i intervallet 9-33,5 m m/m 3 for PM 2,5 . Ved øgning i partikelniveau PM 2,5 på 10 µg/m 3 fandt man en stigning i årlig dødelighed på 7%. Den øgede dødelighed var især forårsaget af ekstra dødsfald som følge af luftvejslidelser og hjerte-kredsløbslidelser (Pope et al. 1995; WHO 1996).

Der har været diskuteret, i hvilken udstrækning denne øgede dødelighed ville påvirke gennemsnitslevealderen i befolkningen. Med baggrund i de to ovennævnte undersøgelser har WHO (1996) beregnet et fald i den forventede middellevealder på 1,1 år ved en forøgelse af det gennemsnitlige PM 2,5 -niveau på 10 µg/m 3 . I beregningerne anvendes en øget dødelighed på 10% per 10 µg/m 3 stigning i PM 2,5 (gennemsnit af de to undersøgelser) samt en aldersfordeling i befolkningen svarende til den hollandske

Mht. andre effekter fra kronisk udsættelse anfører Pope et al. (1995) i forbindelse med et review over undersøgelser for perioden 1987-1993, at et øget partikelniveau er forbundet med en stigning i luftvejssymptomer og en forringet lungefunktion. Undersøgelserne pegede samlet på en øgning af bronkitis og kronisk hoste på 10-25% i befolkningen og et fald i lungefunktion på ca. 2% per 10µg/m 3 stigning i PM 10 -niveau.

WHO (1996) anvender tre nyere undersøgelser til beskrivelse af kroniske effekter, og i tabelform anføres nedenstående sammenhænge mellem langvarig udsættelse for partikler og effekter:

Tabel 4

Effekt

Procentvis stigning per 10 µg/m 3

PM 2,5

PM 10

bronkitis blandt børn

+ 34%

+ 29%

% ændring i FEV 1 hos børn

- 1,9%

- 1,2%

% ændring i FEV 1 hos voksne

-

- 1,0%


Endvidere angiver WHO (1996) et estimat over, hvad niveauer på 10 og 20 µg/m 3 PM 2,5 over bagggrundsniveau ville betyde mht. antallet af børn med bronkitissymptomer og børn med nedsat lungefunktion.

Tabel 5

Effekt

Øget PM 2,5 niveau over baggrundsniveau:

10 µg/m 3

20 µg/m 3

øget antal børn med
bronkitissymptomer

ca. 3350

ca. 6700

øget antal børn med reduceret lungefunktion (under 85% af normal lungefunktion)

ca. 4000

ca. 8000


Beregningen er foretaget med udgangspunkt i en befolkning på 1 million personer, hvoraf 200.000 er børn.

Partikler og især dieselpartikler er bærere at kræftfremkaldende stoffer fx PAH-stoffer. IARC vurderede i 1989 ud fra deres gennemgang af befolkningsundersøgelser, at der kun var begrænset evidens for dieseludstødnings kræftfremkaldende effekt hos mennesker, men vurderede alligevel dieseludstødning som sandsynligt kræftfremkaldende hos mennesker på baggrund af tilstrækkelig evidens i forsøgsdyr (IARC 1989).

Senest har en stor amerikansk prospektiv undersøgelse fundet en positiv sammenhæng mellem partikelforurening (gennemsnitlige PM 10 -niveauer) og lungekræft blandt 6400 ikke-rygere der blev fulgt i en 15 års periode. Blandt mænd blev der fundet tydelig dosis-responssammenhæng ved gennemsnitlige PM 10 -niveauer over 40 µg/m 3 . En stigning i det gennemsnitlige PM 10 -niveau på 24 µg/m 3 blev fundet relateret til en forøget relativ risiko for lungecancer på 5,21 (95% konfidensinterval: 1,94-13,99) (Beeson et al. 1998).

Specielt om den mulige adjuvans-effekt af partikler
Siden Miyamoto et al. i 1988 beskrev, hvorledes der var en højere sensibiliseringsrate over for cederpollen blandt beboere langs de store motorveje ind mod Tokyo end blandt beboerne i de store cederskove, har man diskuteret, om trafikforureningen fører til en øget allergiforekomst. Desuden har Muranaka et al. (1986) foretaget forsøg, hvor mus blev udsat for cederpollen med diesel indgivet dagen før som adjuvans. De fandt en adjuvant-effekt af diesel-præeksponering, men den var svag i forhold til den traditionelle adjuvant-behandling med aluminiumhydroxid. Et amerikansk studie fra 1999 undersøgte dieselpartiklers evne til at fremme sensibiliseringen over for et nyt allergen hos atopikere, der i forvejen havde mindst en allergi (Diaz-Sanchez et al. 1999). Såvel diesel som allergenerne blev appliceret lokalt i næsen på dag 0, 14 og 28. Hos halvdelen af personerne blev der 2 døgn forud for hver pollenapplikation installeret diesel partikler. I dette studie fandt forskerne, at kun blandt de personer, der var præ-stimulerede med dieselpartikler, udvikledes IgE-antistoffer (9/15), og kun i denne gruppe så man et øget niveau af IL4 i nasal-skyllevæsken.

Sammenfattende siger disse studier, at der muligvis findes en effekt af (diesel-)partikler på sensibiliseringssandsynligheden over for pollen. Det vides endnu ikke, om det er en vigtig og betydende faktor i sensibiliseringen af den generelle befolkning.

4 . Risikoanalyse

4.1 Effekter: kvalitativt og kvantitativt

I internationalt regi er de talrige og meget omfattende undersøgelser vurderet samlet af WHO (1996) i forbindelse med opdatering af WHO´s "Air Quality Guidelines". I baggrundsdokumentet til denne publikation, der forventes udgivet i 1999, fremhæves bl.a.:

  • at de talrige undersøgelser peger på klare og entydige sammenhænge mellem sundhedsskadelige effekter og forhøjede partikelniveauer i forbindelse med korterevarende forureningsepisoder
  • at der foreligger overvejende ensartede dosis-respons-sammenhænge imellem de sammenlignelige undersøgelser
  • at effekter som følge af kortvarige forureningsepisoder kan forventes ved selv lave niveauer (< 100 µg/m 3 som PM 10 ), og at der ud fra de foreliggende data ikke umiddelbart kan defineres en nedre tærskelværdi for effekterne.

Da de fleste data vedrørende sundhedsskadelige effekter er relateret til måling af PM 10 og PM 2,5 , er det vanskeligt direkte at overføre disse fund til danske forhold, da vi indtil videre kun har målt TSP i Danmark. For en foreløbig vurdering kan TSP-niveauer imidlertid omregnes til PM 10 - og PM 2,5 -niveauer under anvendelse af en omregningsfaktor, hvor PM 10 = 0,55 x TSP og PM 2,5 = 0,6 x PM 10 , svarende til 0,33 x TSP.

Det aktuelle byniveau for partikler målt som TSP ligger på en årsmiddelværdi på ca. 40-50 µg/m 3 . Med ovenstående omregningsfaktorer svarer dette til ca. 15 µg/m 3 PM 2,5 . Såfremt 10 µg/m 3 PM 2,5 er relateret til en ændring i årlig dødelighed på 7% (værdien fra den største af de amerikanske undersøgelser), vil det betyde, at en reduktion af det aktuelle niveau med fx 5 µg/m 3 (dvs. en reduktion på 1/3 af det nuværende skønnede PM 2,5 -niveau) vil medføre et fald i dødelighed på 3,5%. Blandt en befolkning på 1 million danskere med en årlig dødelighed på ca. 12.000, vil dette svare til et fald i dødeligheden på ca. 400 personer.

Tilsvarende kan tallene i tabel 5 anvendes som et foreløbigt og noget usikkert skøn over, hvor meget en reduktion af PM 2,5 -niveauet kan forventes at påvirke forekomsten af bronkitis og antallet af børn med nedsat lungefunktion, idet en reduktion af det årlige PM 2,5 - niveau på 5 µg/m 3 således ville betyde, at der blandt 200.000 børn ville være ca. 1700 færre børn med bronkitissymptomer og ca. 2000 færre børn med nedsat lungefunktion.

Partikler må bl.a. som følge af deres indhold af kræftfremkaldende stoffer anses for at være potentielt kræftfremkaldende. Partikelforureningen i byer må således anses at bidrage til den øgede forekomst af lungekræft i bybefolkninger. Det er imidlertid ikke muligt at give en mere eksakt kvantitativ vurdering mht. til kræfttilfælde.

Opfølgning
Ud fra vor nuværende viden må luftens indhold af partikler anses for den mest betydningsfulde indikator for luftforureningens sundhedsskadelige effekter, hvor især partikelfraktionerne PM 10 og PM 2,5 er fundet tæt relateret til de sundhedsskadelige effekter. Disse to partikelfraktioner omfatter dels de grove og dels de fine partikler. Begge må i vidt omfang betragtes som indikatorer for en blandingseksponering bestående af en række af partiklernes fysiske og kemiske karakteristika.

De epidemiologiske undersøgelser peger på, at især den fine partikelfraktion PM 2,5 er tæt associeret med de sundhedsskadelige effekter, men det er i dag uafklaret, om effekterne alene vil kunne tilskrives nogle enkelte partikelkarakteristika, eller om det snarere er summen af en række forhold, der er afgørende for skadevirkningerne. Der har i den forbindelse været fremsat en række hypoteser for betydende faktorer bl.a.:

  • antallet af partikler (her vil de ultrafine partikler totalt dominere)
  • størrelsen af partikeloverfladen (er også tæt korreleret til fraktionen af ultrafine partikler)
  • indhold af metaller fx jern, nikkel
  • indhold af syre
  • indhold af skadelige organiske forbindelser i fx PAH-stoffer
  • adsorption af toksiske gasser til partikeloverfladen.

I nyere toksikologiske undersøgelser har man især fokuseret på, at ultrafine partikler kan fremkalde en række skadelige effekter i lungevævet, som ikke kan fremkaldes ved udsættelse for grovere partikler med samme kemiske sammensætning. Andre undersøgelser har vist, at de fine partiklers indhold af overgangsmetaller fx jern og nikkel kan forårsage oksidative skader i lungevævet. Endelig peger nogle undersøgelser på, at udsættelse for ultrafine partikler og skadelige gasser fx ozon kan virke synergistisk og derved fremkalde et voldsommere sundhedsskadeligt respons i forhold til, hvad der kunne forventes ud fra de enkelte stoffers virkning.

Nyere endnu ikke publicerede tyske befolkningsundersøgelser indikerer, at de ultrafine partikler sandsynligvis er tættere korreleret til kardiovaskulære effekter, mens den grovere fraktion af de fine partikler synes tættere knyttet til respiratoriske effekter.

Den seneste forskning tyder således på, at det vil være vanskeligt at pege på en enkelt parameter, der er altafgørende for partiklernes skadelige effekter; dog fokuserer man i høj grad på de ultrafine partikler, hvor som nævnt mængden af partikler synes at være en væsentlig faktor.

De ultrafine partikler stammer typisk fra forbrændingsprocesser/trafikudstødning, og befolkningens udsættelse vil her overvejende være knyttet til byer og trafikerede veje.

For at følge udviklingen af luftkvaliteten i byer herhjemme, bl.a. med henblik på at vurdere de sundhedsmæssige konsekvenser, er det af betydning, at der fremover opnås øget viden om PM 2,5 - niveauerne samt den ultrafine partikelfraktion i udeluften. I den forbindelse er det vigtigt at opnå øget viden om befolkningens eksponeringsforhold, bl.a. om særligt udsatte grupper og særligt kritiske eksponeringssituationer samt øget viden om kilderne til eksponeringen og om hvorledes disse kilder kan begrænses.

Indsigt på disse områder vil forbedre mulighederne for at kunne sætte målrettet ind over for de mest sundhedsskadelige kilder og afhjælpe de situationer, hvor befolkningen vurderes at være særligt udsat.

4.2 Risikogrupper

I forbindelse med de nævnte effekter må især personer, der lider af kroniske obstruktive lungesygdomme og astma (ca. 230.000 danskere) og personer med hjerte-kredsløbssygdomme (ca. 260.000 danskere), anses for særligt følsomme over for partikelforurening, idet befolkningsundersøgelserne især peger på stigning i sygelighed og dødelighed blandt disse grupper. Børn, herunder spædbørn, samt ældre, syge og generelt svækkede personer må formentlig også betragtes som følsomme grupper.

Endvidere er der grupper, der er særligt udsatte for partikelforureningen, og som derfor må anses for potentielle risikogrupper. Dette inkluderer bl.a. personer, der i høj grad udsættes for trafikudstødning, fx chauffører, cykelbude, gadehandlere og andre, der opholder sig i miljøer med tæt trafik, herunder personer, der som følge af et højt aktivitetsniveau har en øget vejrtrækning (kondiløbere og legende børn).

4.3 Grænseværdier, information og varsling

Grænseværdier
WHO har ikke sat en grænseværdi for partikler, fordi man ikke har kunnet dokumentere en nedre grænse for effekter.

I EU er der i april 1999 vedtaget nye grænseværdier for (bl.a.) partikler (se afsnit 1). Disse grænseværdier skal implementeres i dansk lovgivning inden 19.7.2001. Det landsdækkende luftkvalitetsmåleprogram LMP III vil i den forbindelse blive ajourført (i form af LMP IV) og vil derfor indeholde målinger af PM 10 og PM 2.5 .

I henhold til EU-direktivet, artikel 10 skal grænseværdien revurderes senest i 2003 (EU 1999).

Information/varsling
Danmark skal, når det ny EU-direktiv er implementeret, give offentligheden information om koncentrationen i luften i henhold til direktivets krav. For partikler skal oplysninger om koncentrationen i luften ajourføres mindst én gang dagligt. I LMP IV vil der således være daglig registering af PM 10 og PM 2.5 . Oplysninger herom vil blive tilgængelige på tekst-TV og Internettet.

I EU-direktivet er der ingen krav til varsling.

5 . Referencer

  • Beeson WL, Abbey DE, Knutsen SF (1998). Long-term concentrations of ambient air pollutants and incident lung cancer in California adults: Results from the AHSMOG study. Environ Health Perspec 12 , 813-822.
  • Bennett WD, Zeman KL (1998). Deposition of fine particles in children spontaneously breathing at rest. Inhal Toxicol 10 , 831-842.
  • Bennett WD, Zeman KL, Kim CS, Mascarella J (1997). Enhanced deposition of fine particles in COPD patients spontaneously breathing at rest. Inhal Toxicol 9 , 1-14.
  • Camner P (1997). Particles in the ambient air as a risk factor for lung cancer. Swedish Environmental Protection Agency, report 4804.
  • Diaz-Sanchez D, Garcia MP, Wang M, Jyrala M, Saxon A (1999). Nasal challenge with diesel exhaust particles can induce sensitization to a neoallergen in the human mucosa. J Allergy Clin Immunol 104 (6):1183-8
  • Dockery DW, Pope CA, Xu X, Spengler JD, Ware JH, Fay ME, Ferris BG, Speizer FE (1993). An association between air pollution and mortality in six U.S. cities. N Engl J Med 329 , 1753-1759.
  • Donaldson K, MacNee W (1998). The mechanism of lung injury caused by PM 10 . Issues Environ Sci Technol 10 , 21-32.
  • EU (1997). Ambient air pollution by particulate matter . Position paper. Commission of the European Communities.
  • EU (1999). Rådets direktiv 1999/30/EF af 22. april 1999 om luftkvalitetsgrænse-værdier for svovldioxid, nitrogendioxid og nitrogendioxider, partikler og bly i luften. EF-Tidende nr. L 163 af 29.6.1999, 41-60.
  • IARC (1989). IARC monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans. Diesel and gasoline engine exhausts and some nitroarenes. 46 , 41-185.
  • Kemp K, Palmgren F (1999). The Danish Air Quality Monitoring Programme. Annual report for 1997. Department of Athmospheric Environment. NERI Technical Report 296.
  • Larsen PB, Jensen SS, Fenger J (1997). Sundhedsskader fra små partikler i byluft. Miljø og Sundhed 6 , 7-12.s
  • Lippmann M (1998). The 1997 US EPA standards for particulate matter and ozone. Iss Environ Sci Technol 10 , 75-99.
  • Miljøministeriet (1986). Bekendtgørelse om grænseværdier for luftens indhold af svovldioxid og svævestøv. Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 836 af 10.12.1986. Miljøministeriet, København.
  • Miljøstyrelsen (1997). Sundhedsmæssig vurdering af luftforurening fra vejtrafik . Miljøprojekt 352.
  • Miyamoto T, Takafuji S, Suzuki S, Tadokoro A, Muranaka M (1988). Allergy and changing environment - industrial/urban pollution. I Progress in allergy and clinical immunology (Pichler W, Staedler BM, Dankinden C, eds), Hoj Refe og Hubert, Toronto, pp. 265-270.
  • Muranaka M, Suzuki S, Koizuni K, S. Takafuji S, Miyamoto T, Ikemori R, Tokiwa H (1986). Adjuvant activity of diesel-exhaust particulates for the production of IgE antibody in mice. J Allergy Clin Immunol 77, 616-623.
  • Palmgren F, Berkowicz R, Jensen SS, Kemp K (1997). Luftkvaliteten i danske byer. Temarapport fra DMU nr. 16/1997.
  • Pope CA, Dockery DW, Schwartz J (1995). Review of epidemiological evidence of health effects of particulate air pollution. Inhal Toxicol 7 , 1-18.
  • Pope CA, Thun MJ, Namboodiri MM, Dockery DW, Evans JS, Speizer FE, Heath CW (1995). Particulate air pollution as a predictor of mortality in a prospective study of U.S. adults. Am J Respir Crit Care Med 151 , 669-674.
  • Whitby KT, Sverdrup GM (1980). California aerosols: Their physical and chemical characteristics. Adv Environ Sci Technol 10 , 477.
  • WHO (1996). Air Quality Guidelines for Europe 1996. Particulate matter . Final edited draft.
  • WHO (1999). Udkast til Air Quality Guidelines. Particulate matter. Fremsendt fra WHO, Bilthoven, Holland, 14.10.1999.